Technologien zurÜberschussschlammreduktion

bei der biologischenAbwasserbehandlung

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behandlungbehandlung

Diese Publikation entstand im Rahmen der Aktivitäten des Projekts„Innovative Wassertechnologien – marktgerechte Lösungen für in-nerbetriebliche Prozesse der Wasserbehandlung“ der chip GmbH.Das Projekt wird im Rahmen des Ziel 2-Programms des Landes Nord-rhein-Westfalen mit Mitteln der Europäischen Union aus dem Fondfür Regionale Entwicklung sowie aus Landesmitteln gefördert.

Herausgeber:

chip GmbH

ZEK – Zentrum für Entsorgungstechnikund Kreislaufwirtschaft

Werksstraße 15D-45527 HattingenTelefon: +49-(0) 23 24-59 91-0Telefax.: +49-(0) 23 24-59 91-12www.wasser-zek.de

Inhaltliche Bearbeitung:

Dipl.-Ing. Oliver Stark

Telefon: +49-(0) 23 24-59 91-23E-Mail: o.stark@chip-zek.de

Wissenschaftliche Begleitung:

Fachhochschule SüdwestfalenHochschule für Technik und Wirtschaft

Prof. Dr. Claus SchusterFachgebiet: Wärmelehreund Verfahrenstechnik

Lindenstraße 53D-59872 MeschedeTelefon: +49-(0) 291-99 10-911Telefax: +49-(0) 291-9910-912E-Mail: schuster@fh-swf.de

In Kooperation mit:

WasserwirtschaftsinitiativeNordrhein-Westfalen

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Inhalt 1. Allgemeines .............................................................................................................. 1

2 Grundlagen .............................................................................................................. 2 2.1 Katabolismus, Energiestoffwechsel und Anabolismus.............................................. 2 2.2 Einflussmöglichkeiten auf die biologische Schlammproduktion .............................. 3 2.3 Polymerbrücken zwischen den einzelnen Organismenzellen (EPS) ......................... 6 2.4 Mikroorganismen in der Flocke …............................................................................. 7 2.5 Belebtschlammflocken …........................................................................................... 7 2.6 Scherkräfte ................................................................................................................... 8 2.7 Flockenzerstörung ...................................................................................................... 8 2.8 Stofftransport in die Belebtschlammflocke ................................................................ 9 2.9 Überschussschlammproduktion und Sauerstoffpartialdruck ...................................... 10

3. Konventionelle Klärschlammbehandlung .............................................................. 11

3.1 Schlammentwässerung ............................................................................................... 12 3.2 Klärschlammtrocknung ……....................................................................................... 13 3.3 Landwirtschaft, Rekultivierung und Kompostierung ................................................. 15 3.4 Monoklärschlammverbrennung ………....................................................................... 15 3.5 Mitverbrennung in Hausmüllverbrennungsanlagen .................................................... 16 3.6 Mitverbrennung in Kohlekraftwerken ......................................................................... 16 3.7 Mitverbrennung in Zementwerken .............................................................................. 16

4. Kosten der Klärschlammentsorgung ……............................................................... 16

4.1 Kosten für die mechanische Entwässerung ................................................................. 17 4.2 Kosten für die Klärschlammtrocknung ……............................................................... 18 4.3 Kosten für die landwirtschaftliche Verwertung …….................................................. 19 4.4 Kosten für die Rekultivierung und Kompostierung .................................................... 19 4.5 Kosten im Wärmemarkt .............................................................................................. 19 4.6 Kosten im Überblick ................................................................................................... 21

5. Rechtliche Situation .................................................................................................. 21

6. Einflussfaktoren auf die Klärschlammentsorgung in der Zukunft ….................. 22

7. Klärschlammdesintegration ..................................................................................... 26

7.1 Thermische Schlammdesintegration .......................................................................... 28 7.2 Mechanische Schlammdesintegration ......................................................................... 29

7.2.1 Rührwerkskugelmühle .................................................................................... 29 7.2.2 Hochdruckhomogenisatoren .......................................................................... 29 7.2.3 Lysat-Zentrifugen-Technik ............................................................................ 30 7.2.4 Hochleistungspulstechnik …........................................................................... 30 7.2.5 Prallstrahlverfahren …..................................................................................... 31 7.2.6 Ultraschall …................................................................................................... 31

7.3 Enzymatische/Biochemische Schlammdesintegration ............................................... 34 7.4 Chemische Schlammdesintegration …........................................................................ 36 7.4.1 Schlammdesintegration mit Ozon ................................................................. 36 7.5 Beispielhafte Wirtschaftlichkeitsbetrachtung ............................................................. 38 7.6 Hinweise zu Überschussschlamm-Massenbilanzen …................................................ 42

8. Zusammenfassung .................................................................................................... 43

9. Literaturverzeichnis ............................................................................................ 44

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Technologien zur Überschussschlammreduktion bei der biolo-gischen Abwasserbehandlung – Hintergrundinformationen

1. Allgemeines

Durch den fortschreitenden Ausbau der Abwasserentsorgung steigen die anfallen-den Klärschlammmengen in der Europäi-schen Union (EU) stetig. So wird zwischen dem Jahr 2000 bis zum Jahr 2005 voraus-sichtlich ein Anstieg um 40 % zu ver-zeichnen sein, d.h. auf geschätzte 8,5 Mil-

lionen Tonnen Trockensubstanz. In der EU fielen im Jahr 2000 jährlich rd. 6,9 Millio-nen Tonnen Trockensubstanz kommunaler Klärschlamm an. Aufgrund des hohen Abwasserentsorgungsstandards bzw. An-schlussgrads von etwa 90 % fiel in Deutschland im Jahr 2000 der Hauptanteil (39 %) des Klärschlammes in der Europäi-schen Union an, d.h. etwa 2,7 Millionen

Tonnen Trockensubstanz. Nach Angaben des statistischen Bundesamtes fiel im Jahr 2001 aus 10.188 kommunalen Abwasser-reinigungsanlagen eine Klärschlammmen-ge von 2,43 Millionen Tonnen Trocken-substanz an. In der gleichen Zeit fielen in der Industrie etwa 1,3 Millionen Tonnen an. Dabei stammten ca. 660.000 Tonnen aus der biologischen und ca. 657.000 Ton-

nen aus der chemisch-physikalischen Ab-wasserbehandlung. Die aus biologischen Kläranlagen stammenden Klärschlämme wurden im Jahre 2001 bereits zu mehr als 54 % thermisch entsorgt. Hauptquellen für biologische Klärschlämme sind die chemi-sche Industrie, die Papierindustrie und die Lebensmittelverarbeitung. Vor allem Schlämme aus den letzten beiden Berei-

Landwirtschaftliche Verwertung nach

AbfKlärV31%

Kompostierung16%

Landschaftsbauliche Verwertung

8%

Zwischen-lagerung

3%

sonstige stoffliche Verwertung

3%

Abgabe anandere KA

10%

Deponie6%

Verbrennung23%

Abbildung 1 Verbleib kommunaler Klärschlämme in Deutschland [Statistisches Bundesamt, 2001 a]

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chen gelangen zu großen Anteilen in die stoffliche Verwertung, insgesamt etwa 207.000 Tonnen. Etwa 73.500 Tonnen in-dustrielle Klärschlämme aus der biologi-schen Abwasserbehandlung wurden 2001 noch deponiert [Statistisches Bundesamt, 2001 b]. Die anteiligen Betriebskosten für die Klärschlammbehandlung und insbe-sondere für die Klärschlammentsorgung liegen nach Kollatsch [1998] bei 30 bis 50 % der Gesamtbetriebskosten auf Klär-anlagen. Die regional herrschende Marktsi-tuation hat einen erheblichen Einfluss auf die Preisgestaltung der Entsorgungsunter-nehmen. Die TASi (Technische Anleitung Siedlungsabfall) verbietet ab dem Jahr 2005 die Deponierung von Abfällen mit erhöhten organischen Anteilen (> 5 % Masseverlust, bestimmt als Glühverlust). Dazu gehören auch alle Klärschlämme. Mit Ende der Zulässigkeit der Klär-schlammdeponierung Anfang 2005 darf bundesweit überall dort mit einem deutli-chen Anstieg der Klärschlammentsor-gungskosten gerechnet werden, wo eine landwirtschaftliche Verwertung nicht mög-lich oder aus ökologischen Gründen nicht sinnvoll ist. Zudem wird derzeit in der öf-fentlichen Diskussion die ökologische Ver-tretbarkeit der landwirtschaftlichen Klär-schlammentsorgung in Frage gestellt. Für einen objektiven Preisvergleich der unter-schiedlichen Entsorgungswege am Markt ist es notwendig, auch versteckte Kosten – für Entwässerung, Personal, Trocknung, Bodenanalyse, Klärschlammanalyse, Kon-trollen und Logistik – in die Wirtschaft-lichkeitsbetrachtung aufzunehmen und ent-sprechend zu berücksichtigen. Eine gründliche betriebswirtschaftliche Analyse fördert meist zu Tage, dass die Schlamm-

entsorgungskosten die Betriebskosten do-minieren und dass eine Verminderung des zu entsorgenden Klärschlamms ein wesent-liches Ziel des Kläranlagenbetriebes sein sollte. Neben Rechen- und Sandfanggut fallen im Rahmen der biologischen Abwasserreinigung insbesondere Klär-schlämme an, die anschließend entsorgt resp. verwertet werden müssen. Man un-terscheidet grundsätzlich 3 Schlammfrak-tionen:

• Vorklär- oder Primärschlämme • Überschuss- oder Sekundärschlämme • Fäll- und Filtrationsschlämme

Imhoff [1993] gibt für das Belebtschlamm-verfahren mit Simultanfällung einen spezi-fischen Rohschlammanfall an, der bei 90 g pro Einwohner und Tag liegt. Der europäi-sche Markt für Anlagen zur Klärschlamm-behandlung wird bis zum Jahr 2010 mit einer jährlichen Rate von 6,2 Prozent wachsen. Die Gesamtumsätze sollen von derzeit etwa 2,8 Mrd. Euro auf rund 4 Mrd. Euro im Jahr 2010 ansteigen. Dies geht aus einer in der zweiten Jahreshälfte 2004 erschienenen Studie der Unternehmensbe-ratung Frost & Sullivan hervor. 2. Grundlagen1)

2.1 Katabolismus, Energiestoffwechsel und Anabolismus

Der mikrobielle Stoffwechsel aerober Zel-len ist ein Zusammenwirken von Katabo-lismus und Anabolismus. In der Regel werden alle Substrate zunächst enzyma-

1) Teilweise wörtlich entnommen aus: KUNZ, P. M. , Be-handlung von Schlamm, Vogel Buchverlag, Würzburg, 1. Auflage, 1998.

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tisch in kleinere Bruchstücke zerlegt. Die-ser Vorgang kann bereits durch extrazellu-läre Enzyme außerhalb der Zellen begin-nen, wenn Makromoleküle nicht durch die Zellwand hindurchtransportiert werden können. Der Zerlegungsvorgang geht in der Zelle weiter bis zu organischen Säuren und Phosphatestern. Aus einer Vielzahl von auf diesem Wege erzeugten niedermo-lekularen Verbindungen werden die benö-tigten Zellbausteine unter Verwendung von Energie synthetisiert. Jeder Organismus produziert ein für ihn erwünschtes und ein für ihn unerwünschtes Produkt. Insgesamt betrachtet ist das erwünschte Produkt aus Sicht der Mikroorganismen in jedem Fall Biomasse, da sie Arterhaltung bedeutet. Unerwünscht sind die Stoffwechselend-produkte, die entstehen, weil der Organis-mus Energie zum Aufbau und zur Erhal-tung der Lebensfunktion (Vitalität) der Zelle bereitstellen muss. Unerwünscht sind auch Stoffwechselzwischenprodukte (Me-tabolite), die sich anhäufen, wenn für deren Umsetzung notwendige Verbindungen feh-len und, z. B. mangels Energie, nicht ge-bildet werden können. Aus Umweltge-sichtspunkten ist es optimal, wenn der mikrobielle Stoffwechsel stark auf Seiten des Energiestoffwechsels liegt, weil das Endprodukt unter aeroben Bedingungen CO2 ist. Bei aeroben Prozessen ist der Energiegewinn aus einem Substrat erheb-lich größer als bei anaeroben, weshalb die Zelle unter aeroben Bedingungen mehr Biomasse bildet. Daher denken Abwasser-techniker bei der Behandlung von Klär-schlamm i. d. R. zunächst an anaerobe Verfahren, weil hier wenig Biomasse, also auch wenig Klärschlamm entsteht. Aller-dings darf hierbei nicht unterschätzt wer-

den, dass der anaerobe Mikroorganismus – verglichen mit dem aeroben Mikroorga-nismus – sehr langsam wächst und auf Mi-lieuveränderungen sehr stark anspricht. Das Wachstum von Mikroorganismenzel-len endet in der Regel damit, dass sie sich teilen oder sprießen und der Baustoffwech-sel aufs Neue einsetzt. Viel Biomasse be-deutet also im Grunde hohe Vitalität, hohe Erneuerungsraten von Enzymen und des-halb auch ein hohes Akkumulations-, Ad-sorptions- oder Pufferpotential für störende Stoffe. Mikroorganismen wachsen in der Regel so lange, bis ein Wachstumsfaktor ins Minimum gerät oder sich ein hemmen-des Stoffwechselprodukt anhäuft, dass das Wachstum begrenzt. 2.2 Einflussmöglichkeiten auf die

biologische Schlammproduktion

In der abwassertechnischen Literatur wird in der Regel ein eindeutiger Zusammen-hang zwischen Schlammbelastung sowie Schlammalter und der Schlammproduktion beschrieben. Dem Schlammalter kommt hierbei häufig eine überschätzte Bedeutung zu. Je weniger Schlamm im Belebungsbe-cken vorhanden ist, desto größer wird die Schlammbelastung, d. h. desto mehr be-kommt jeder Organismus an Nährstoffen zugewiesen und desto mehr Biomasse wird aufgebaut. Die verschiedenen Publikatio-nen über Membranbioreaktoreinsätze, z. B. bei Deponiesickerwasseranlagen bzw. auch im kommunalen Abwasser, zeigen eine sehr geringe bis gar nicht vorhandene Se-kundärschlammproduktion. So konnte z. B. gezeigt werden, dass bei Belebt-schlammkonzentrationen über 40 g/l nur

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noch etwa 6 % des zugeführten Kohlen-stoffs assimiliert werden [Muller et al., 1995]. Cornel [2000] kommt bei seinen Überlegungen zu dem Ergebnis, dass Bio-massezuwachs und Absterberate sich bei sehr niedrigen Schlammbelastungen nahe 0,01 kg BSB5/kg TS*d theoretisch annä-hern. Die sehr geringe Überschuss-schlammproduktion bei Schlammaltern von mehreren Monaten führen Brockmann und Seyfried [1997] auf die erhöhte Fress-tätigkeit von Protozoen zurück. Krauth [1997] beobachtete bei Untersuchungen an Membranbelebungsanlagen, dass bei gut vorgeklärtem Abwasser und Schlammbe-lastungen kleiner 0,04 kg CSB/kg TS*d die Überschussschlammproduktion nahezu gegen null geht. Diese Ergebnisse machen deutlich, dass der Parameter Schlammalter keine Naturgesetzlichkeit für die biologi-sche Abwasserreinigung besitzt. Die Etab-lierung von speziellen Mikroorganismen hat mit dem Schlammalter nur insoweit zu-tun, als die Verweildauer von Schlamm in der Abwasserbehandlungsanlage die Gene-rationszeit der betreffenden Mikro-organismen sicher übertreffen muss. Die jeweilige Generationszeit der einzelnen Spezialisten ist jedoch systemabhängig. Während sich in Membranbioreaktoren keine Flocken bilden, spielen in den kon-ventionellen Verfahren der Belebungs- und Festbettverfahren auch noch Transportvor-gänge in Abhängigkeit von verschiedenen Parametern – wie z. B. Temperatur, Sauer-stoffkonzentration, pH-Wert, Stickstoff, UV-Licht usw. – eine wichtige Rolle im Hinblick auf die Generationszeit der etab-lierten Mikroorganismen. In Abhängigkeit einer Kontaktrate hat man festgestellt, dass unterschiedliche Mengen von Sekundär-

schlamm produziert werden [Pöpel, 1971]. Die Ursache, warum nur ein geringer Teil des Kohlenstoffs assimiliert wird, liegt in folgendem Zusammenhang begründet: Je-der einzelne Mikroorganismus bekommt nur einen Bruchteil vom „Kuchen“ ab und benötigt die darin enthaltene Energie für die Aufrechterhaltung der wichtigsten Zell-funktionen. Im Gegensatz zu konventionel-len flocken- oder filmbildenden biologi-schen Systemen ist im Fall der Membranbiologie – insbesondere bei ex-tensiver Belüftung mittels Zweistoffdüsen – unter jedem einzelnen Mikroorganismus auch wirklich „jeder einzelne“ zu verste-hen. Die Ergebnisse der Bestimmung von Trockenmassekonzentrationen bei Schlamm aus konventionellen Abwasser-behandlungssystemen sind damit nicht vergleichbar. Sie spiegeln „Biomasse“ vor, die nicht am Prozessgeschehen teilnimmt. Die Rechengröße der Schlammbelastung ist somit nicht vergleichbar und anlagen-spezifisch. Schließlich wird noch ein weiteres Phäno-men bei den Membranbioreaktorsystemen deutlich: Die gelösten und kolloidalen an-organischen Stoffe des zulaufenden Ab-wassers finden sich nicht als Schlamm wieder. Unter den Bedingungen fehlender Flockung und Schlammflockenbildung entsteht kein „Flockenfilter“ mit entspre-chendem Adsorptionsvermögen und daher passieren anorganische Stoffe die Abwas-serreinigungsanlage nahezu ungehindert. Dies trifft nach Muller et al. [1995] auch auf Schwermetalle zu, die in den übrigen Systemen nahezu unbegrenzt mit dem Sekundärschlamm ausgetragen werden. In der Literatur sind leider so gut wie keine

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Fallbeispiele zu finden, in denen die Ad-sorption der Schwermetalle – getrennt nach Primär- und Überschussschlamm – analysiert wird. Lediglich Zessner [1999] hat diese Problematik für das Klärwerk Gresten untersucht. Er kam zu dem Ergeb-nis, dass lediglich 6 bis 13 % der ursprüng-lichen Schwermetallfracht im Zulauf mit-tels Überschussschlamm dem Wasser entzogen werden. Zessner [1999] hat den gesamten Schwermetallrückhalt von Klär-anlagen anhand von 22 Studien untersucht:

Es ist ersichtlich, dass der Schwermetall-rückhalt sehr großen Schwankungen unter-liegt. Es ist zu vermuten, das eine Ab-hängigkeit von den oben beschriebenen Einflussfaktoren auf den Anreicherungs-grad besteht. Allgemeine und verbindliche Aussagen über das exakte Verhalten von Schwermetallen im Klärprozess sind kaum zu tätigen, da die Verhältnisse, wie oben gezeigt, von den individuellen Eigenschaf-ten der Kläranlage abhängen und die Er-gebnisse von großen Messfehlern ver-fälscht werden. Bischofsberger et al. [1981] gaben bei ihrer Untersuchung über den Verbleib von Schwermetallen im Ab-wasser und Klärschlamm für die Stadt München die Fehler bei der Probenahme und Mengenmessung mit jeweils ± 20 % an. Da häufig Konzentrationen nahe der Nachweisgrenze ermittelt wurden, nahmen sie für die Analytik einen zusätzlichen Fehler von ± 10 % an.

In den meisten biologischen Abwasserbe-handlungsanlagen wird der Überschuss-schlamm dem System kontinuierlich ent-zogen. Dies ist i. d. R. gängige Praxis, da der Schlamm aufgrund seiner biologischen Aktivität nicht lange zwischengelagert werden kann und die Schlammentwässe-rungsaggregate aus Investitionskosten-gründen auf einen möglichst geringen Durchsatz ausgelegt werden. Der ständige Entzug von Biomasse hat zur Folge, dass Organismen mit kurzer Generationszeit

(Bakterien) dominieren und bakterienfres-sende Organismen mit langer Generations-zeit nicht in ausreichender Zahl vorhanden sind und die Systeme zudem zur so ge-nannten Überkompensation neigen. Dorau [1998] stellt die These auf, dass in einer kommunalen Kläranlage die biologischen Selbstoptimierungsgrundsätze (vgl. Prinzip des Erhaltungsstoffwechsels [Pirt, 1965]) durch Eingriffe von außen, insbesondere den Überschussschlamm-Abzug, ständig gestört werden. Es besteht somit für höhere Organismen keine Möglichkeit, sich im System zu etablieren. Zudem sind höhere Organismen, wie z. B. Rädertierchen, be-züglich des zur Verfügung stehenden Sau-erstoffangebotes wesentlich anspruchsvol-ler als Bakterien.

Schwermetallrückhalt nach Zessner [1999] aus 22 Untersuchungen

Schwermetall Cd Cr Cu Hg Ni Pb Zn

Schwankungsbreite [%] 42-94 17-89 41-94 48-92 29-70 31-93 27-91

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2.3 Polymerbrücken zwischen den ein-zelnen Organismenzellen (EPS)

Die Flockenbildung ist geprägt durch po-lymere Substanzen, die Brücken zwischen den einzelnen Zellen oder Zellbruchstü-cken und Feststoffen bilden. Es handelt sich hier um natürliche Flockungsmittel. Bei Bakterien folgt die Flockung durch extrazelluläre polymere Substanzen (EPS) wie Proteine, Polysaccharide, Cellulose

und auch Nukleinsäuren. Abbildung 2 zeigt charakteristische Zellwandmoleküle. Damit lassen sich unterschiedliche Zellen untereinander „verkleben“. EPS haben eine schleimige Natur und werden daher oft als Schleimsubstanzen bezeichnet. In der mik-robiologischen Fachliteratur heißt diese Art von EPS auch Kapsel oder Glycocalix. In die von EPS gebildete Gel- bzw. Schleimschicht lagern sich auch andere Stoffe ein. Metallionen unterstützen die Flockenbildung, vermutlich über elektro-chemische Wechselwirkungen mit den in der Regel negativ geladenen Oberflächen. In Laboruntersuchungen konnte gezeigt

werden, dass die alleinige Zugabe von Kalziumionen oder anderen mehrwertigen positiven Ionen zu einer vermehrten Flockung von Bakterien und Hefen führt [Hahn und Stumm, 1970]. Die Ausschei-dung von EPS wird durch unterschiedliche Faktoren ausgelöst, über die es heute nur Mutmaßungen gibt. Sowohl Nährstoff-mangel als auch -überschuss, unausgewo-gene Nährstoffverhältnisse, spezifische

chemische Reize usw. werden in der Lite-ratur als Gründe genannt [Dasinger et al., 1994; Steiner et al., 1976; Eppler, 1980; Pavoni et al., 1972]. EPS werden von zahl-reichen Bakterienarten produziert und um die Zelle als Schleimkapsel angelagert. Die Schleimkapsel dient ganz unterschiedli-chen, noch nicht restlos aufgeklärten Zwe-cken. Nach heutiger Vorstellung sind vier Mechanismen von besonderer Bedeutung.

• Bakterienarten, die unter Substratman-gel aufwachsen, und die zur Deckung ihres Substratbedarfs hochmolekulare Stoffe mit Hilfe von Exoenzymen spal-

Abbildung 2 Modell eines Ausschnitts einer Zellmembran nach Kunz [1998] aus Kunz [1992]

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ten müssen, lagern die Exoenzyme in die EPS ein, um sie nahe an der Zell-membran zu halten. Die EPS werden in diesem Fall als Diffusionsbarriere ge-nutzt.

• Bakterien, die in Symbiose mit anderen Arten leben, wie beispielsweise die Nitrifikantenarten, verwenden die EPS als Mittel, um in räumlicher Nähe blei-ben zu können.

• Bakterienarten, die toxischen Substan-zen (z. B. Schwermetallen) ausgesetzt sind, verwenden die EPS als Schutz-schild. Die toxischen Substanzen wer-den an die EPS absorptiv oder adsorp-tiv gebunden und können damit nicht in das Zellinnere vordringen.

• Fadenförmig wachsende Bakterienarten verwenden die EPS als Stützgerüst.

2.4 Mikroorganismen in der Flocke

Es stellt sich die Frage, warum Mikroorga-nismen EPS ausscheiden und dadurch auch Flocken bilden, obwohl sie sich damit um einen Teil ihrer verfügbaren Oberfläche für die Anlagerung von Substratmolekülen be-rauben, bis hin zu dem Umstand, dass sie im Inneren einer Flocke oder eines Bio-films von der Nährstoffversorgung abge-koppelt werden. Eine eindeutige Antwort ist bisher nicht gefunden, weil es bis heute so gut wie keine Untersuchungen über die Konkurrenzverhältnisse bei Mischsubstra-ten und artverschiedenen Bakterienpopula-tionen gibt. Das Verhalten von artver-schiedenen Organismen gegenüber dem von Mischsubstraten hängt von der Ähn-lichkeit der spezifischen Substratbedürf-nisse und der Kinetik der Substratversor-

gung ab. Wenn die Substratpräferenzen der Mikroorganismen unterschiedlich sind, ist eine parallele Entwicklung nicht gestört. Da Abwasser, insbesondere häusliches, eine Vielfalt von Nährsubstraten mit ge-ringen Konzentrationen darstellt, stabili-siert dies die Populationsvielfalt [Van Voorneburg und Heide, 1992]. Unter-schiedliche Organismen weisen auch unterschiedliche EPS auf und stabilisieren damit die natürliche Flockung. 2.5 Belebtschlammflocken

Die Eigenschaften von Belebtschlammflo-cken werden im Wesentlichen durch vier Komponenten bestimmt:

1. Mikroorganismen (Spezies, mikro-bielle Zusammensetzung, Anzahl an Zellen, Wachstumsphase, Ernäh-rungszustand, Oberflächenladung, Hydrophobizität),

2. Oberfläche (chemische Zusammen-setzung, Oberflächenspannung, Ober-flächenladung, Rauhigkeit, Hydrophi-lie),

3. Abwasser (Temperatur, pH-Wert, Sau-erstoffverfügbarkeit, Redoxpotential, organische und anorganische Inhalts-stoffe, Viskosität, Oberflächenspan-nung, Strömungsverhältnisse),

4. Verfahrenstechnik der Kläranlage (an-aerobe oder aerobe Abwasserbehand-lung, Schlamm- und Raumbelastung, Art und Gehalt der Biomasse, Belüf-tungsart und Sauerstoffgehalt, Art der Schlammbehandlung und Einsatz von Hilfsstoffen).

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Die zunächst lose Anheftung der Mikroor-ganismen erfolgt durch chemische Bin-dung, Dipol-Wechselwirkung und hydro-phobe Wechselwirkung. Die angehefteten Mikroorganismen vermehren sich, wäh-rend sich weitere Zellen anlagern bzw. im Wachstumsfalle bilden. Größere Mengen Schleime werden ausgeschieden. Diese be-stehen zum großen Teil aus EPS. Dabei weist eine Belebtschlammflocke bzw. ein Biofilm lokale Ladungs- und Löslichkeits-unterschiede auf. Über EPS gelingt es den Mikroorganismen, das Milieu in der Um-gebung zu beeinflussen: Wohl weniger über rheologische Eigenschaften, als viel-mehr über die Sorption von Stoffen. Zwar wird die Diffusion behindert, dafür gehen aber Exoenzyme dem Organismus nicht so schnell verloren. Mit dem Wachstum der Belebtschlammflocke bzw. des Biofilms verschlechtert sich der Stofftransport – insbesondere die Sauerstoffversorgung betreffend – für die „innensitzenden“

Organismen. Für biologisch technische Systeme spielt die „quasi unbeteiligte Masse“, also die Dicke der Flockengröße bzw. des Biofilms eine wesentliche Rolle für den Stoffumsatz: Die „innensitzenden“ Zellen sind zwar vor Fressfeinden, anti-mikrobiell wirksamen Substanzen oder an-deren hemmenden extern angelieferten Stoffen stärker geschützt, haben aufgrund geringer Diffusion aber nur schlechten Zu-gang zu höher molekularen Nährstoffen. Außerdem müssen sie sich mit Stoffwech-selprodukten „aussensitzender“ Organis-men begnügen. 2.6 Scherkräfte

Hydraulische Beanspruchungen führen zu dichten Biofilmen wie auch zu kompakten Belebtschlammflocken. In Treibstrahlreak-toren hat man beobachtet, dass Flocken zunächst zerschlagen werden, aber nach der Überleitung in ein Sedimentationsbe-cken sofort ausflocken und rasch sedimen-tieren. In Folge der Wechselwirkungen von Kolloiden, EPS und Mikroorganismen kommt es zu Aggregationsreaktionen von unterschiedlichem Ausmaß, die allerdings vom Alter der Zellen, dem pH-Wert, der Elektrolytkonzentration, der Elektrolytwer-tigkeit und dem Energieeintrag abhängen. Es hat sich gezeigt, dass die Konformation von EPS besonders wichtig für die Flo-ckenbildung ist [Eppler, 1980]. 2.7 Flockenzerstörung

Die Auflösung von Flocken oder die Mor-talität von Mikroorganismen aus Biofilmen wird beobachtet, wenn sich die Milieube-

Sauerstoff-verfügbarkeit

Eindring-tiefe

max

aktiv aktiv

semiaktiv

semiaktiv

nichtaktiv

gute schlechte sehrschlechte

Sauerstoffversorgung:

Abbildung 3 Modellvorstellung: Sauerstoff-verfügbarkeit in einer Belebtschlammflocke

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dingungen – meist durch rapide pH-Veränderungen – ändern. Aber auch aus den aeroben Reinigungsverfahren mit si-multaner Schlammstabilisierung bzw. Ver-fahren der aerob thermophilen Schlamm-behandlung ist bekannt, dass Flocken sich auflösen. Schließlich ändern sich auch die Schlammbeurteilungsparameter, wenn der Schlamm mechanisch, z. B. durch eine Kreiselpumpe beansprucht wird. Während im ersten Fall zu unterstellen ist, dass die Brücken zwischen den einzelnen Organis-men chemisch zerstört werden, dürfte der zweite Fall auf den Abbau der Exopolyme-re zurückzuführen sein. Es wird zwar immer, auch bei Zurückgehen der Sub-stratversorgung, von einem Absterben ge-sprochen, jedoch werden die Mikroorga-nismen Speicher- und Reservestoffe und auch die externen Polymere für die Aufrechterhaltung absolut unerlässlicher Stoffwechselfunktionen opfern, bevor sie lysieren. Dadurch wird natürlich auch die spezifische Trockenmassekonzentrati-on pro Zelle kleiner, was vielfach dazu führt, dass man eine „Absterbekinetik“ be-obachtet. Aber auch bei unterversorgten Systemen kommt die Bildung von EPS vor. Der abnehmende Ertrags- koeffizient (Biomasseausbeute bei geringe-rer Schlammbelastung) impliziert dasselbe Phänomen, wobei in gut und ständig be-lüfteten Abwassersystemen auch die An-wesenheit von Bakterienfressern gefördert wird, die aufgrund der aufbrechenden Flockenverbände einerseits besser an ihr Futter kommen, andererseits wegen ihrer schlechten Ausbeute (Ertragskoeffizient) weniger zur Biomassenneubildung beitra-

gen. Die mechanische Zerstörung hängt von der Energiedissipation und von der Stabilität der Aggregate ab. Normalerweise sind die entstehenden Wirbel sehr viel grö-ßer als die Mirkoorganismenzellen, wes-halb diese kaum selbst einem Scherstress unterworfen sind. Die Stabilität hängt we-sentlich von den Milieubedingungen ab, so dass zu folgern ist, dass die Einflüsse aus mechanischer Beanspruchung der Zellen vorwiegend in „geschwächten“ Systemen beobachtet werden können. Der Einfluss dieser Parameter auf die Schlammeigen-schaften lässt sich sehr gut mit Hilfe der Messung der Oberflächenladungen der Partikel bestimmen. Hier hat sich nach Bennoit und Schuster [2001, 2003 a] die Messung des Zeta-Potenzials als geeignete Größe herausgestellt. 2.8 Stofftransport in die

Belebtschlammflocke

Die einzelnen Schritte des Stofftransports in die Belebtschlammflocke unterliegen komplexen Wechselbeziehungen zwischen biochemischen Reaktionen und physikali-schen Transportmechanismen. In Abbil-dung 4 sind die einzelnen Schritte des Sau-erstofftransportes aus der Gasblase ins Innere der Bakterienzelle dargestellt. Es wird ersichtlich, dass der belebte Schlamm ein Vielstoffgemisch ist und der Sauer-stofftransport nur mit einem komplexen Mehrphasensystem (gasförmig, flüssig, fest) beschrieben werden kann.

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Steinmetz [1996] kommt in ihren Untersu-chungen zu dem Ergebnis, dass es in komplexen Abwasser-Belebtschlamm-Ge-mischen nicht möglich ist, Änderungen des so genannten α-Wertes∗ einem einzelnen Einflussparameter zuzuordnen, da die zahl-reichen chemisch-physikalischen und bio-

logischen Faktoren sich untereinander sehr stark beeinflussen. Steinmetz [1996] fand heraus, dass der α-Wert maßgeblich durch die Belastungsverhältnisse beeinflusst wird. Beispielsweise wurde bei einer stoß-weisen Substratzugabe ein kurzfristiger Anstieg der α-Werte um bis zu 16 % ge-messen [Steinmetz, 1996]. Dieser Anstieg war bei jedem weiteren Belastungspeak reproduzierbar. Steinmetz [1996] fand au-ßerdem heraus, dass neben den Abwasser-inhaltsstoffen auch biologische Prozesse – in erster Linie Stoffwechselvorgänge – den Sauerstoffübergang deutlich beeinflussen, ∗ Der α-Wert gibt das Verhältnis zwischen den Belüftungs-koeffizienten unter Betriebsbedingungen und Reinwasser wieder.

ein in der Abwasserreinigung meist gar nicht oder nur unzureichend beachteter Zu-sammenhang. Die Diffusionswiderstände in der Belebtschlammflocke sind stark von den Eigenschaften und der Gestalt der Flo-cken abhängig. Es sind gerade die vom Diffusionswiderstand abhängigen Trans-

portprozesse in bzw. aus der Belebt-schlammflocke, die die mikrobielle Stoff-umsatzgeschwindigkeit bestimmen. 2.9 Überschussschlammproduktion

und Sauerstoffpartialdruck

Die Überschussschlammproduktion sinkt mit steigendem Sauerstoffpartialdruck. Die Erhöhung der Sauerstoffkonzentration im Belebungsbecken führt zu einem größeren Sauerstoffpartialdruck, sodass auch die tie-feren Schichten der Belebtschlammflocke zunehmend mit Sauerstoff versorgt werden [Hartmeier et al., 1971; Staab, 1997]. So-mit nehmen auch die inneren Schichten der

1. Transport: Gasblasezur gasseitigen Phasen-grenzschicht

Gasblase

Belebtschlammflocke

Zelle

3. Übergang inflüssige Phase &Diffusion durchflüssigkeitsseitigeGrenzschicht

4. turbulenter Transportins Flüssigkeitsinnere bzw. zum Bakteriumin der Flocke

5. Diffusion innerhalbder Flocke

7. Diffusion insBakterieninnere

2. Diffusion durchgasseitige Phasengrenzschicht

6. Adsorption anBakterienwand

Abbildung 4 Transportwege des Sauerstoffs nach Reuss [1977] aus Steinmetz [1996]

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Belebtschlammflocke am aeroben Abbau teil. Abbassi et al. [1996] zeigten an theo-retischen Modellen und praktischen Unter-suchungen, dass die Erhöhung der Sauer-stoffkonzentration von 2 auf 4 mg/l im Mittel über mehrere Schlammbelastungs-bereiche eine um bis zu 18 % geringere Überschussschlammproduktion bewirkte (siehe auch Abbassi [1997]).

Die Aussagen werden durch die Erkenntnis gestützt, dass sich bei der Verwendung von Reinsauerstoff die Schlammbelastung und damit der Überschussschlammanfall – ver-glichen mit konventionell belüfteten Bele-bungsanlagen – reduzieren [Hansen et al., 1996; Hegemann, 1974]. Abbassi [1997] beobachtete bei seinen Untersuchungen, dass sich infolge hoher Sauerstoffverfüg-barkeit sehr kleine und kompakte Flocken bilden. Geissen [1990] konnte nachweisen, dass Mikroorganismen bei sehr guter Sau-erstoffverfügbarkeit – wie es bei der Bega-

sung mit reinem Sauerstoff der Fall ist – ihre Absetzeigenschaften deutlich verbes-sern. 3. Konventionelle Klärschlamm-

behandlung

In den meisten Kläranlagen wird der anfal-lende Klärschlamm mit dem Ziel der Stabi-lisierung behandelt. In größeren Anlagen findet in der Regel eine anaerobe Behand-lung in Faultürmen statt. Das Ziel der Klärschlammfaulung ist neben der Gewin-nung von Faulgas u. a. die Verbesserung der Entwässerbarkeit des Klärschlamms. Besonders wichtig ist aber auch die Tatsa-che, dass durch die Stabilisierung die bio-logische Aktivität und damit die Gas- respektive Geruchsentwicklung signifikant verringert wird. Klärschlämme haben die Fähigkeit große Mengen Wasser in Form von freiem bzw. ungebundenem Wasser, Haft- sowie Kapillarwasser und Adsorpti-ons- sowie Innenwasser (siehe Abbildung 6) zu binden. Während die Zwickelkapil-larflüssigkeit und die kapillare Steigflüs-sigkeit durch mechanische Energie (Druck oder künstliches Schwerefeld) vergleichs-weise leicht abgetrennt werden kann, ist für die Adsorptions- bzw. Haftflüssigkeit und die Innerflüssigkeit thermische Ener-gie (Trocknung und/oder Verbrennung) erforderlich. Möller und Otte-Witte [1996] schätzen den notwendigen Energieaufwand für die mechanische Behandlung mit 1 bis 2 kWh/m³ und für die thermische Behand-lung mit 200 bis 700 kWh/m³ ab. Das spe-zifische Wasserbindungsvermögen der ver-schiedenen Klärschlämme ist von zahl-reichen Faktoren abhängig und damit un-terscheidet sich die Eindickfähigkeit re-

Sauerstoff-verfügbarkeit

Eindring-tiefe

max

aktiv aktiv

semiaktivsemi

aktiv

nichtaktiv

gute schlechte sehrschlechte

Sauerstoffversorgung:

Abbildung 5 Modellvorstellung: Sauer-stoffverfügbarkeit in einer Belebtschlamm-flocke beim Einsatz von Reinsauerstoff

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spektive Entwässerbarkeit der Schlämme erheblich. 3.1 Schlammentwässerung

Die mechanische Entwässerung dient der Mengenreduktion des Schlammgemisches durch die Verringerung des Wassergehal-tes. Die Entwässerung ist insbesondere dann notwendig, wenn der Klärschlamm zur weiteren Behandlung oder Entsorgung transportiert werden muss. Einerseits wird die Menge des zu transportierenden Klär-schlamms reduziert, andererseits lässt sich „stichfester“ Klärschlamm wesentlich bes-ser handhaben als flüssiger Schlamm. Gleichzeitig wird durch die Entwässerung

der Heizwert erhöht. Durch das mechani-sche Entwässern des Klärschlamms in Dekantern, Zentrifugen, Band- oder Kam-merfilterpressen wird ein Feststoffgehalt – gemessen als Trockenrückstand (TR) – zwischen 20 % und 45 % erreicht. Der Er-folg einer mechanischen Entwässerung hängt wesentlich von den gewählten Ent-wässerungsaggregaten, der Art und Be-schaffenheit des Schlamms sowie einer

eventuellen Konditionierung ab. Die Ein-flussparameter auf die Eigenschaften des Schlamms sind nach Bennoit und Schuster [2003 b] dabei vielschichtiger Natur. Sie können aus dem Vorklär- und Überschuss-schlamm sowie aus der Abwasser- und Schlammbehandlung hervorgehen. Beim Vorklärschlamm führen insbesondere hohe Salz- und Tensid-Gehalte sowie Restpoly-mere aus der Schlammbehandlung zu un-günstigen Eigenschaften. Beim Über-schussschlamm sind es Bakterien mit fadenförmiger Struktur und erhöhter Phos-pataufnahme. Von der biologischen Ab-wasserreinigung geht ebenfalls ein großer Einfluss auf die Schlammeigenschaften aus. Dieser resultiert aus dem bestehenden Verfahren, wie z. B. Anlagen ohne und mit

biologischer P-Elimination. Bei der anae-roben Schlammbehandlung sind es Störun-gen im Faulbehälter durch toxische Stoffe, wie z. B. Schwermetalle und organische Säuren. Weiterhin sind eine hohe P-Rück-lösung und eine zu kurze Faulzeit von we-sentlicher Bedeutung. Die Schlammeigen-schaften lassen sich durch eine geeignete Vorbehandlung (Schlammkonditionierung) deutlich verbessern. Dabei wird mit Hilfe

Abbildung 6 Schematische Darstellung des Wassergehaltes im Schlamm nach [Batel, 1991]

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von Additiven – so genannten Flockungs-hilfsmitteln – die Entwässerbarkeit des Schlamms verbessert. Hierbei ist zwischen anorganischen Fällungsmitteln (Eisen- und Aluminiumsalze, Kalk, Kohle etc.) und or-ganischen Flockungshilfsmitteln (organi-sche Polymere) zu unterscheiden. Eisen- und Aluminiumsalze werden zusätzlich be-reits im Abwasserreinigungsprozess zur Entfernung von Phosphat eingesetzt. Beim Einsatz großer Mengen von Eisen- und Aluminiumsalzen oder Kalk als Konditio-nierungsmittel erhöht sich den unver-brennbaren Anteil an Schlamm (= Asche-anteil) erheblich. Dies spielt vor allem beim Einsatz von Kammerfilterpressen ei-ne bedeutende Rolle. Deshalb werden vor einer thermischen Behandlung von Klär-schlämmen meist organische Konditionie-rungsmittel eingesetzt, bzw. der Anteil der Fällungsmittel auf die positive Beeinflus-sung der Schlammeigenschaften begrenzt. 3.2 Klärschlammtrocknung

Die thermische Trocknung von Schlamm dient zur Entfernung des verbleibenden Außen- und des größten Teils des Innen-wassers, chemisch gebundenes Wasser kann dadurch aber nicht entfernt werden. Die Trocknung von Klärschlamm ist prin-zipiell ein sehr energieaufwendiger Ver-fahrensschritt. Mit Hilfe von thermischer Energie muss das im Klärschlamm verbleibende Wasser verdampft werden. Der gewählte Grad der Trocknung hängt dabei von der späteren Verwendung des Klärschlamms ab. Grundsätzlich kann bei der Trocknung in Teiltrocknung (bis ca. 85 % Trockenrückstand) und Volltrock-nung (bis ca. 95 % Trockenrückstand) un-

terschieden werden. Als teilgetrocknet wird ein Klärschlamm bezeichnet, der die so genannte Leimphase durchlaufen hat, d. h. einen Feststoffgehalt von mehr als 50 bis 55 % Trockenrückstand aufweist. Für eine selbstgängige Verbrennung in Mono-klärschlammverbrennungsanlagen genügt in der Regel eine Entwässerung resp. Trocknung der Rohschlämme bis zu einem Trockensubstanzgehalt von 35 % Trocken-rückstand. Faulschlämme müssen für eine energieautarke Verbrennung mind. auf 45-55 % Trockenrückstand getrocknet werden. In Hausmüllverbrennungsanlagen wird sowohl entwässerter als auch teilge-trockneter oder vollgetrockneter Klär-schlamm mitverbrannt. Bei der Mit-verbrennung in Kraftwerken werden meist entwässerte Schlämme mit einem Fest-stoffgehalt zwischen 20 und 35 % Tro-ckenrückstand eingesetzt. In den betref-fenden Kraftwerken findet dann eine integrierte Trocknung des Klärschlamms in den Kohlemühlen statt. Es besteht in Kraftwerken auch die Möglichkeit, vollge-trocknete Schlämme einzusetzen. Der Ein-satz von Klärschlämmen in Zementwerken erfordert über die Entwässerung hinaus ei-ne Volltrocknung. Die zur Trocknung er-forderliche Wärme wird in der Regel aus einem Verbrennungsprozess gewonnen. Bei der Monoverbrennung wird hierfür häufig die Abwärme aus der Klär-schlammverbrennung selbst verwendet. Trocknungsverfahren können grundsätz-lich in direkte und indirekte Verfahren un-terschieden werden. Bei den Direkt-trocknern – auch Konvektionstrockner ge-nannt – kommt der zu trocknende Klär-schlamm unmittelbar mit dem Wärmeträ-

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ger (in der Regel Luft oder Rauchgase) in Berührung. Bei der Trocknung entstehen so genannte Brüden, die ein Gemisch aus Wasserdampf, Luft und aus dem Schlamm ausgetriebenen Gasen darstellen. Das Brü-den-/Gasgemisch muss einer Reinigung unterzogen werden. Typische Beispiele für Direkttrockner sind: Trommeltrockner,

Bandtrockner, Wirbelschichttrockner, Centridry- und Solartrockner. Bei indirek-ten Trocknersystemen auch Kontakttrock-ner genannt, wird die benötigte Wärme durch einen Dampferzeuger oder eine Thermal-Öl-Anlage zur Verfügung ge-stellt. Der Wärmeübergang erfolgt bei Kontakttrocknern zwischen einer heißen Trockneroberfläche und dem Schlamm. Wärmeträgermedium und Klärschlamm sind dabei getrennt. Der Vorteil dieser Technologie ist, dass es nicht zu einer Vermischung von Wärmeträger und Brü-den kommt. Dies erleichtert die spätere Reinigung der beiden Stoffströme. Kon-

takttrockner erreichen in der Regel Fest-stoffgehalte von 65 – 80 % Trockenrück-stand. Das durch die Trocknung verdampfte Wasser ist nur mit Leckluft und mit geringen Mengen flüchtiger Gase verunreinigt. Der Wasserdampf kann aus den Brüden nahezu vollständig kondensiert werden. Die verbleibenden Gase können in

der Kesselfeuerung desodoriert werden. Typische Beispiele für Kontakttrockner sind Schnecken-, Scheiben- und Dünn-schichttrockner. Derzeit wird an etwa 70 Standorten in Deutschland eine Trocknung von Klärschlämmen in separaten Trock-nungsanlagen durchgeführt. Die Gesamt-kapazität aller Anlagen beträgt etwa 340.000 Tonnen.

verdampftesWasser118 kg

Wasser 96 %

Trocken-substanz 4 %

Trocken-substanz 25 %

Trocken-substanz 95 %

Frischschlamm EntwässerterSchlamm

GetrockneterSchlamm

abgetrenntesWasser840 kg

Wasser 75 %Wasser 5 %

1.000 kg(1.000 Liter) 160 kg

42 kg(53 Liter)

Entwässerung

Trocknung

Abbildung 7 Beispielbetrachtung für die Volumen-/Gewichts-reduktion durch Entwässerung und Trocknung

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3.3 Landwirtschaft, Rekultivierung und Kompostierung

Die landwirtschaftliche und landbauliche Klärschlammverwertung stellt eine der be-deutendsten Entsorgungspfade dar. Klär-schlamm kann flüssig, entwässert oder ge-trocknet in der Landwirtschaft eingesetzt werden. Die Verwertung von so genanntem Flüs-sigschlamm (ca. 5 % Trockensubstanzge-halt) ist im Allgemeinen auf kleinere Klär-anlagen im ländlichen Raum beschränkt. Diese Verwertungsform ist sinnvoll, wenn kurze Distanzen zwischen Kläranlage und Ackerflächen bestehen. Darüber hinaus sind vergleichsweise große Zwischenspei-cher für den stabilisierten Schlamm not-wendig, da die Klärschlammaufbringung auf bestimmte Jahreszeiten begrenzt ist. So geht man in der Regel davon aus, dass der Schlamm mindestens 6 Monate zwischen-gespeichert werden muss. Mechanisch entwässerter Schlamm hat meist einen Trockensubstanzgehalt über 35 % und wird daher auch überregional verwertet. Auch Trockengut mit einem Trockensub-stanzgehalt über 80 % lässt sich landwirt-schaftlich verwerten. Dies geht besonders einfach, da der Klärschlamm in der Regel granulatförmig ist und mit herkömmlichen Tellerstreuern aufgebracht werden kann. Es ist allerdings fraglich, ob es sowohl ökonomisch als auch ökologisch vertretbar ist, Klärschlamm mit extrem hohen finan-ziellem resp. energetischem Aufwand zu trocknen, um ihn anschließend in der Landwirtschaft einzusetzen. Zur Abdeckung und Begrünung von Hal-den sowie Deponien bzw. zur Verfüllung

von Tagebauen können zum Teil enorme Mengen an Klärschlamm eingesetzt wer-den. In der Regel wird der örtlich vorhan-dene Boden mit Klärschlamm gemischt. Eingesetzt werden meist mechanisch ent-wässerte Schlämme mit einem Trocken-substanzgehalt von > 35 %. Für die Kom-postierung von Klärschlamm wird der Klärschlamm mit Strukturmaterialien, wie Stroh, Holz, Rindenmulch, gemischt und im einfachsten Falle auf Mieten kompos-tiert. Auch hier werden in der Regel me-chanisch entwässerte Schlämme mit einem Trockensubstanzgehalt von mehr als 35 % eingesetzt. 3.4 Monoklärschlammverbrennung

Die Monoklärschlammverbrennung dient ausschließlich der Entsorgung von Klär-schlämmen in speziell für diesen Zweck errichteten Anlagen. Die Monoverbren-nung hat für den Betreiber einer Kläranla-ge den Vorteil, dass Abwasserbehandlung und Klärschlammentsorgung autark an ei-nem Standort stattfinden. Klärschlamm-verbrennungsanlagen werden bei Tempera-turen zwischen 850° und 950° C betrieben. Temperaturen unter 850° C können zu Ge-ruchsemissionen führen, bei Temperaturen über 950 °C muss mit einer Versinterung der Asche gerechnet werden. Bei der Mo-noklärschlammverbrennung werden Wir-belschichtöfen, Etagenöfen, Etagenwirbel-öfen und die Zykloidfeuerung als Feuerung eingesetzt. Die Feuerungssysteme arbeiten nach verschiedenen Verfahrenstechniken. Dabei haben der Ofenbau, die Feuerungs-führung, die Betriebsweise der Verbren-nungsanlage, die sich daraus ergebenden nach zuschaltenden Reinigungseinrichtun-

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gen sowie der Transport der verschiedenen Stoffströme erheblichen Einfluss auf die entstehenden Emissionen. 3.5 Mitverbrennung in Hausmüll-

verbrennungsanlagen

Kommunale Klärschlämme werden in ei-ner Reihe von Hausmüllverbrennungsanla-gen und einer Hausmüllpyrolyseanlage mit entsorgt. Die in Hausmüllverbrennungsan-lagen entsorgte Klärschlammmenge hat in den letzten Jahren an Bedeutung verloren. Einige Hausmüllverbrennungsanlagen ha-ben die Klärschlammverbrennung wieder eingestellt. Bei anderen Hausmüllverbren-nungsanlagen ist die angelieferte Klär-schlammmenge rückläufig oder es kom-men gar keine Klärschlämme mehr zur Verbrennung. Ein Grund hierfür könnten die Kosten der Hausmüllverbrennung sein, die mit den an anderen Stellen gebotenen Entsorgungskosten für Klärschlamm nicht konkurrieren können. 3.6 Mitverbrennung in

Kohlekraftwerken

In den letzten Jahren hat die Mitverbren-nung von Klärschlamm in Kohlekraftwer-ken einen immer größeren Anteil an der Klärschlammentsorgung eingenommen. Sowohl in Braunkohle-, als auch in Stein-kohlekraftwerken kann Klärschlamm mit verbrannt werden. Als Feuerungsart sind hauptsächlich Staub- oder Wirbelschicht-feuerungen in Betrieb. Klärschlamm hat im Vergleich zu Kohle einen relativ hohen Anteil an mineralischen Bestandteilen von etwa 40-50 %. Entsprechend hoch ist der

Aschegehalt, der nach der Verbrennung entsorgt werden muss und entsprechend niedrig ist der auf die gesamte Trocken-masse bezogene Heizwert. Der Heizwert von Klärschlamm liegt im voll getrockne-ten Zustand bei 9-12 MJ/kg. In den meis-ten Kraftwerken hat sich ein Klär-schlammanteil von bis zu 5 % der Brenn-stoffmasse bewährt. Die Erfahrungen ha-ben gezeigt, dass die Mitverbrennung die-ser Menge ohne bzw. mit geringen Prob-lemen zu bewältigen ist. 3.7 Mitverbrennung in Zementwerken

Die Zementherstellung ist ein sehr energie-intensiver Prozess, in dem schon seit Jahr-zehnten Ersatzbrennstoffe aus Abfällen eingesetzt werden. In jüngster Zeit wurden auch verschiedene Versuche mit Klär-schlamm durchgeführt. Getrockneter Klär-schlamm kann bei der Zementherstellung einerseits fossile Brennstoffe ersetzen, an-dererseits kann der mineralische Anteil die bei der Zementherstellung benötigten mi-neralischen Rohstoffe wie Sand oder Eisenerz zum Teil substituieren. 4. Kosten der Klärschlamm-

entsorgung

Die Kosten der Klärschlammentsorgung werden durch eine Vielzahl von Faktoren beeinflusst. Die Klärschlammentsorgungs-preise sind regional sehr unterschiedlich. In Abhängigkeit von den lokal vorhande-nen oder nicht vorhandenen Verbren-nungs- sowie Deponiekapazitäten und landwirtschaftlichen Entsorgungsflächen schwanken die Entsorgungspreise erheb-

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lich. Häufig herrscht auf kommunalen Kläranlagen Unklarheit über die internen Kosten für die Klärschlammvorbehand-lung (Entwässerung und z. T. Trocknung). Die Ursache liegt häufig in einem inkon-sequent angewandten Kostenerfassungs-system. Oft werden z. B. die Energiekos-ten nicht getrennt für die Abwasser-reinigung sowie Schlammbehandlung er-fasst. In der Literatur sind verhältnismäßig wenig belastbare Informationen über die Kosten der Klärschlammentsorgung zu finden. Daher sind die hier angegebenen Kostenangaben z. T. über zehn Jahre alt. Jedoch kann so zumindest ein „Gefühl“ für die Kostenrelationen vermittelt wer-den. Um einen aktuellen, statistisch gesicherten Überblick über den Stand der Schlamm-behandlung in der Bundesrepublik Deut-schland zu erhalten, führt die Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Ab-wasser und Abfall e.V. (ATV-DVKW) 2004 eine bundesweite Erhebung zu Klär-schlamm durch. Im Mittelpunkt der Um-frage stehen neben der Verfahrenstechnik die anfallenden Mengen und Qualitäten der Klärschlämme sowie des Rechen- und Sandfanggutes und deren Entsorgungs-pfade, so dass hoffentlich in Kürze ent-sprechende Informationen für den Bereich der Klärschlammbehandlung vorliegen. Alle im Folgenden angegebenen Kosten wurden i. d. R. auf EURO pro t TS umge-rechnet, wobei mit TS die tatsächlich be-handelte bzw. verwertete Schlammtro-ckensubstanzmenge gemeint ist. Soweit nichts anderes angegeben ist, enthalten die Preise bereits die Transportkosten sowie die gesetzliche Mehrwertsteuer.

4.1 Kosten für die mechanische Entwässerung

Es gibt eine Vielzahl von Entwässerungs-aggregaten. Hier soll jedoch nur auf Kam-merfilterpressen und Zentrifugen/Dekanter eingegangen werden. In der Literatur wer-den für die Schlammentwässerung mittels Kammerfilterpressen Betriebskosten von 90-250 EURO pro t TS angegeben [ver-gleiche Müller, 1993; Delmhorst, 1990; Schoenenberg, 1992]. Die Betriebskosten variieren stark in Abhängigkeit von der Anlagengröße sowie der Auslastung. Für kleinere Schlammentwässerungsanla-gen werden in der Regel Kosten im oberen Drittel angegeben. Die Schlämme werden meist mit Kalk und Eisen konditioniert und anschließend mit einem Trockensubstanz-gehalt von ca. 40 % in die Landwirtschaft abgegeben. Die angegebenen Kosten ent-halten sowohl die Kapital- als auch die Be-triebskosten (Kalk, Eisen, Personal, Ener-gie, Wasser usw.) und Transportkosten zu den Schlammzwischenlagerplätzen einschl. der gesetzlichen Mehrwertsteuer. Für die Zentrale Schlammbehandlungsan-lage der Emschergenossenschaft in Bottrop beispielsweise gibt Baumgardt [1997] Entwässerungskosten zwischen 85 und 160 EURO pro t TS an. Die Entwässerungskos-ten variieren je nach Kohleanteil im Schlamm. Ohne Kohlezugaben werden über 40 % Trockensubstanzgehalt sicher erreicht. Durch die Kohlezugabe lässt sich das Trockengut auf über 45 % Trocken-substanzgehalt steigern. Diese Kosten ent-halten nach Angabe von Baumgardt [1997] alle Betriebskosten einschließlich Perso-nal- und Reparaturkosten, Kapitalkosten

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sowie die Kosten für die evtl. zugesetzte Feinkohle. Müller [1993] gibt als Kosten für die Schlammentwässerung mit Zentrifugen 50 – 125 EURO pro t TS an. Die Kosten für die mobile Schlammentwässerung mit-tels Zentrifugen liegen mit 200-300 EURO pro t TS deutlich höher. Für mobile Leit-zentrifugen, die überwiegend auf den klei-neren Kläranlagen zur Entwässerung von stabilisierten Flüssigschlämmen bzw. zur Entwässerung der in Schlammteichen ein-gelagerten Mengen eingesetzt werden, müssen nach Angabe von Baumgardt [1997] bei der Emschergenossenschaft bzw. dem Lippeverband 10-14 EURO pro m³ einschließlich der gesetzlichen Mehr-wertsteuer gezahlt werden. Bei der Ent-wässerung von Faulschlamm mit einem durchschnittlichen Trockensubstanzgehalt von 4-5 % ergeben sich Kosten von rd. 200-250 EURO pro t TS. Für die Entwäs-serung von Beckenschlämmen, die aufge-rührt einen Trockensubstanzgehalt von et-wa 10 % besitzen, entstehen nach Angabe von Baumgardt [1997] etwa Kosten von 140 EURO pro t TS. Billigman [1996] gibt für die Entwässerung von Klärschlamm auf 35 % TS Kosten von etwa 7,5 – 15 EURO pro t Nassschlamm an. 4.2 Kosten für die Klärschlamm-

trocknung

Je nach Anforderung an das zu verwerten-de bzw. zu entsorgende Endprodukt wer-den unterschiedliche Systeme zur Klärschlammtrocknung eingesetzt. Die spezifischen Kosten sind stark abhängig vom eingesetzten Trocknungssystem sowie

weiteren Faktoren wie z. B. Vorentwässe-rung, Anlagengröße, Auslastungsgrad und Energiekosten. In der einschlägigen Fach-literatur werden Kosten im Bereich von 75-750 EURO pro t TS ohne Entwäs-serungskosten genannt [vergleiche Müller, 1993; Schmidt-Durr, 1991; Delmhorst, 1990]. Bei Trocknung von 30 % TS auf 95 % TS ergeben sich nach Billigman [1996] Kosten zwischen 300 und 600 EURO pro t TS. Nach Baumgardt [1997] ergab die Auswertung verschiedener Richt-preisangebote für eine geplante Trock-nungsanlage bei der Emschergenossen-schaft Trocknungskosten in Höhe von 190-235 EURO pro t TS, wobei der Schlamm von 1 Million Einwohnerwerten von 30 % Trockensubstanzgehalt auf über 90 % Trockensubstanzgehalt getrocknet werden sollte. Die bestehende Trommel-trocknung auf der zentralen Schlammbe-handlungsanlage der Emschergenossen-schaft in Bottrop verursacht nach Baumgardt [1997] Kosten in Höhe von 135-310 EURO pro t TS. Der Preis variiert in Abhängigkeit von der Auslastung der Anlage sowie dem Kohleanteil des zu trocknenden Schlamms. Der Schlamm wird im Regelfall von mehr als 45 % Tro-ckensubstanzgehalt auf 85 % Trockensub-stanzgehalt getrocknet. Die Anlage hat ei-ne Leistungskapazität von max. 70.000 t Trockengut pro Jahr.

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4.3 Kosten für die landwirt-schaftliche Verwertung

Die Kosten für die landwirtschaftliche Verwertung von Flüssigschlamm können regional sehr unterschiedlich sein. Delm-horst [1990] gibt eine Kostenspanne von 60-210 EURO pro t TS an. Baumgardt [1997] gibt für einige Kläranlagen im Ge-biet des Lippeverbandes, bei denen Klär-schlamm (aerob und anaerob stabilisiert) durch örtlich ansässige Lohnunternehmen flüssig verwertet wird, einschließlich des Transports bis zu einer Entfernung von ca. 10 km, der Aufbringung, der Bodenpro-bennahme, der Analysen, Prämien und Kalkzuschuss für den Landwirt, Kosten von 135-150 EURO pro t TS an. Nach An-gaben von Müller [1993] bewegen sich die Kosten für die landwirtschaftliche Verwer-tung von entwässertem Schlamm zwischen 165 und 240 EURO pro t TS. Für die Em-schergenossenschaft und den Lippever-band gibt Baumgardt [1997] für die landwirtschaftliche Verwertung von ent-wässertem Schlamm eine Kostenspanne von 160-225 EURO pro t TS an. Der Schlamm wird in der Regel aufgekalkt und auf 35-45 % Trockensubstanzgehalt ent-wässert. Für die landwirtschaftliche Ver-wertung von Trockengut gibt Peters [1994] inkl. Verladung, Transport und Einarbei-tung des Trockengutes Entsorgungskosten in der Höhe von etwa 100 EURO pro t TS an. Die Kosten für die landwirtschaftliche Verwertung von entwässertem Klär-schlamm beläufen sich nach Billigman [1996] auf 180-225 EURO pro t TS.

4.4 Kosten für die Rekultivierung und Kompostierung

Die Angebotsspanne liegt nach Angabe von Baumgardt [1997] für den Klär-schlammeinsatz in der Rekultivierung bzw. dem Landschaftsbau bei 60 bis 85 EURO pro t. Für die Rekultivierung wird in den meisten Verwertungsangeboten ein Min-destfeststoffgehalt von > 35 % Trocken-substanzgehalt gefordert und der Preis wird in der Regel in EURO pro t angege-ben [vergleiche Baumgardt, 1997]. Maß-gebend sind für die entsprechenden Ver-werter in der Regel die Transportkosten, die in Abhängigkeit vom Gewicht anfallen. Eine weitgehende Entwässerung ist daher besonders vorteilhaft. Für den entwässer-ten Schlamm mit einem Trockensubstanz-gehalt von 35-40 % entstehen nach Baum-gardt [1997] Kosten von 145-240 EURO pro t TS. Für die Verwertung mittels Kom-postierungsverfahren liegen die Kosten et-was höher, da ein zusätzlicher Behand-lungsschritt – die Kompostierung vor der Verwertung – erforderlich ist. Die entste-henden Komposte sind allerdings hochwer-tiger und damit vielseitiger einsetzbar. Delmhorst [1990] gibt Kosten von 125-325 EURO pro t TS an. 4.5 Kosten im Wärmemarkt

Die thermische Entsorgung kostet nach Billigman [1996] in Abhängigkeit vom Trocknungsgrad und der Anlagentechnik zwischen 150 und 300 EURO pro t TS. In der Zementindustrie werden getrocknete Klärschlämme benötigt. Wenn die Ze-mentwerke über eine eigene Schlammauf-bereitung bzw. Schlammtrocknungsanlage

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verfügen, kann hier auch mechanisch ent-wässerter Schlamm abgegeben werden. Die Abgabekosten betragen für mecha-nisch entwässerten Schlamm mit einem Trockensubstanzgehalt von etwa 45 % nach Angabe von Baumgardt [1997] 245-325 EURO pro t TS. Für Trockengut mit einem Trockensubstanzgehalt von etwa 85 % liegen die Abgabekosten mit 105-145 EURO pro t TS deutlich niedriger. Anlagen zur Energieerzeugung (Kohle-trocknung, Stromerzeugung) können Tro-ckengut oder mechanisch entwässerte Klärschlämme mit einem Heizwertüber-schuss verwerten. Die Verwertungskosten für mechanisch entwässerte Schlämme mit einem Trockensubstanzgehalt mit 40-45 % liegen nach Baumgardt [1997] in einer Bandbreite von 215-315 EURO pro t TS. Für Trockengut entstehen entsprechend niedrigere Kosten in der Größenordnung von 80-140 EURO pro t TS. Peters [1994] und Mittmann [1994] geben für die Mit-verbrennung von Trockengut in Kraftwer-

ken Kosten von 125-175 EURO pro t TS an. In der Literatur findet man für die Mo-noklärschlammverbrennung Kosten in ei-nem großen Schwankungsbereich [verglei-che Müller, 1993 und Reimann, 1994]. Ohne Entwässerung bzw. Trocknung, aber inklusive der notwendigen Reststoffent-sorgung (im Wesentlichen Ascheentsor-gung bzw. -verwertung) liegen die Kosten zwischen 200 und 500 EURO pro t TS. Nach Baumgardt [1997] ergaben Unter-suchungen für die bestehende Wirbel-schichtverbrennung auf der zentralen Schlammbehandlungsanlage Bottrop mit einem Gesamtdurchsatz von 15.000 t Tro-ckensubstanz pro Jahr Kosten von etwa 340 EURO pro t TS. In der Untersuchung wurden bereits die gesetzliche Mehr-wertsteuer, das Aufkohlungsmaterial und die Ascheverwertung, aber nicht die Ent-wässerungskosten berücksichtigt. In der nachfolgenden Abbildung hat Baumgardt [1997] die Kosten der Klärschlammver-wertung zusammengefasst. In der Abbil-

175 175 175 175 175 175 175 175 175 175

225 225 225 225

270

125 150 160 215 245 300

80 107,5 125 150

4590 80 65

100 80

150 130 50 5037,5

0

100

200

300

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700

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Entwässerung Trocknung Verwertung min Verhandlungsspanne

flüssig5 % TS

entwässert> 35 % TS

getrocknet > 85 % TS

Abbildung 8 Behandlungs- und Entsorgungskosten nach Baumgart [2000]

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dung sind verschiedene Entsorgungspfade, die Bandbreiten der Verwertungskosten einschl. Transport und Mehrwertsteuer mit Angabe mittlerer Entwässerungs- und Trocknungskosten aufgetragen. 4.6 Kosten im Überblick

Die in den vorangegangenen Kapiteln auf-geführten Kosten sind in Abbildung 8 zu-sammengefasst. Zu ähnlichen Ergebnissen kommt auch die Deutsche Vereinigung für Wasserwirtschaft, Abwasser und Abfall (ATV-DVWK) bei ihrer Untersuchung der Kosten für die Klärschlammentsorgung im Jahre 2001. Die durchschnittlichen Kosten für die ortsnahe, flüssige Klärschlamm-verwertung in der Landwirtschaft lagen danach bei:

Bodenanalyse: 45 €/t TS Zahlung an Landwirte: 20 €/t TS Klärschlammfonds: 10 €/t TS Administrative Kosten: 40 €/t TS Transport u. Ausbringung: 75 €/t TS SUMME: 190 €/t TS

Die durchschnittlichen Kosten für die Monoklärschlammverbrennung lagen 2001 bei:

Entw. (Mobil, 30 % TR): 175 €/t TS Transp. z. Ofen (30 % TR): 25 €/t TS Verbrennung (Mono): 225 €/t TS SUMME: 425 €/t TS 5. Rechtliche Situation

Durch das Inkrafttreten des Kreislaufwirt-schafts- und Abfallgesetzes (1996) und durch die Verabschiedung der großtechni-

schen Anleitung Siedlungsabfall (1993) entstand umweltpolitisch in Deutschland ein verstärkter Druck auf die Entsorgungs- und Verwertungspraxis für Klärschlämme. Einerseits tritt der Vorrang der Vermei-dung und Verwertung vor der Entsorgung ein und andererseits ist zu berücksichtigen, dass Abfälle mit einem Glühverlust von weniger als 5 Massen-% nur noch bis zum 1. Juni 2005 deponiert werden dürfen. Die Technische Anleitung Siedlungsabfall (TASi) wird laut Aussage des Bundesum-weltministeriums ohne Einschränkungen umgesetzt. Das Bundesumweltministerium sieht für Ausnahmen keinen Anlass, da ausreichende Kapazitäten zur Verbrennung oder mechanisch-biologischen Vorbehand-lung für Abfälle zur Verfügung stünden. In insgesamt 138 Anlagen können ab 2005 Abfälle in Deutschland vorbehandelt wer-den. 16 Müllverbrennungsanlagen und 56 mechanisch-biologische Behandlungsanla-gen wurden nach Inkrafttreten der Ablage-rungsverordnung am 20. Februar 2001 ge-baut. EU-Richtlinien (Geltendes Gemein-schaftsrecht):

• Entschließung des Rates vom 7. Mai 1990 über die Abfallpolitik,

• Entschließung des Rates vom 24. Februar 1997 über eine Gemein-schaftsstrategie für die Abfallwirt-schaft,

• Richtlinie 1999/31/EG des Rates vom 26. April 1999 über Abfalldeponien,

• Richtlinie 2000/76/EG des Europäi-schen Parlamentes und des Rates vom 4. Dezember 2000 über die Verbrennung von Abfällen. Diese Richtlinie gilt für Verbrennungs- und Mitverbrennungsanlagen.

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Klärschlämme, die auf landwirtschaftliche Flächen aufgebracht werden, unterliegen in Deutschland sowohl dem Abfallrecht (Klärschlammverordnung - AbfKlärV) als auch dem Düngemittelrecht (Düngemittel-verordnung - DüMV und Düngeverord-nung - VüV). Für Klärschlämme, die im Landschaftsbau eingesetzt werden, muss zusätzlich das Bodenschutzrecht (Bundes-bodenschutz- und Altlastenverordnung - BBodSchV) beachtet werden. Das Abfallrecht regelt dabei die schad-stoffseitigen Voraussetzungen für die Verwertung: So werden Bodengrenzwerte für Blei, Kadmium, Chrom, Kupfer, Ni-ckel, Quecksilber, Zink, und Klär-schlammgrenzwerte für Blei, Kadmium, Chrom, Kupfer, Nickel, Quecksilber, Zink, Polychlorierte Biphenyle, Dioxine und Furane sowie absorbierte organisch gebun-dene Halogene in der AbfKlärV vorgege-ben. Darüber hinaus wird dort die Auf-bringungsmenge für Klärschlämme auf landwirtschaftliche Flächen begrenzt und es werden die Modalitäten für die Nach-weispflicht geregelt. Das Düngemittelrecht regelt die nährstoffseitigen Anforderungen einschließlich der düngemittelrechtlichen Zulassung. Der Sekundärrohstoffdünger „Klärschlamm“ muss darüber hinaus als Düngemitteltyp nach der Düngemittelver-ordnung zugelassen sein. Die Düngemit-telverordnung regelt die pflanzenbedarfs-gerechte und standortgerechte Auf-bringung („gute fachliche Praxis“). Eine Überdüngung des Bodens ist dabei zu vermeiden. Das Bodenschutzrecht regelt über den § 12 der BBodSchV den Einsatz von Klärschlämmen im Landschaftsbau und in der Rekultivierung. Dort sind die

Anforderungen an das Auf- und Einbrin-gen von Materialien auf oder in den Boden festgelegt. In der Vergangenheit wurde durch die Ausbringung von Klärschlamm in der Landwirtschaft vor allem eine Belas-tung des Bodens sowie des Grund- bzw. Oberflächenwassers durch anorganische Schadstoffe, wie z. B. Schwermetalle, be-fürchtet. Die Gehalte an anorganischen Schadstoffen sind aufgrund einer konse-quenten Indirekteinleiterüberwachung mittlerweile deutlich gesenkt worden. Neuere Untersuchungen haben mittlerwei-le andere problematische Stoffe im Klär-schlamm zu Tage gefördert. Große Sorge bereiten hier insbesondere Substanzen mit endokriner Wirkung, Arzneimittelrück-stände und Krankheitskeime. Über die Wirkgrenzen dieser Substanzen sowie ihr Verhalten im Boden ist bisher wenig be-kannt. Daher wird in der Fachöffentlichkeit vielerorts ein Verbot oder zumindest eine strengere Reglementierung der landwirt-schaftlichen Klärschlammentsorgung ge-fordert. Es ist also damit zu rechnen, dass auf mittlere Sicht der vergleichsweise kostengünstige Entsorgungspfad für Klär-schlamm in der Landwirtschaft nicht mehr zur Verfügung stehen wird. 6. Einflussfaktoren auf die Klär-

schlammentsorgung in der Zu-kunft2)

Die zukünftigen Möglichkeiten für die Klärschlammverwertung bzw. -entsorg-ung werden von vielen Faktoren sowohl positiv als auch negativ beeinflusst. Wie oben bereits ausgeführt, gibt es innerhalb

2) Inhalt teilweise übernommen aus Schultheiß et al. [2000]

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der EU und innerhalb Deutschlands er-heblichen Abstimmungsbedarf, um die die Klärschlammentsorgung berühren-den Gesetze zu harmonisieren und somit deren praktische Anwendung zu verein-fachen. Für viele Klärschlammerzeuger sind die Rechtssicherheit und die lang-fristige Entsorgungssicherheit bezüglich der Klärschlammentsorgung für die Aus-wahl des jeweiligen Entsorgungsweges entscheidend. Für die Landwirte sind ganz andere Kriterien für die Entschei-dung zur Klärschlammabnahme relevant. Akzeptanzbeeinflussende Faktoren sind u. a.:

1. Öffentliche Meinung, 2. Regelungen in Pachtverträgen, 3. Richtlinien für ökologischen

Landbau, 4. Agrarprogramme der EU, 5. Anbaurichtlinien von Nahrungs-

mittelproduzenten, 6. Schadstoffgehalte und Nährstoff-

gehalte im Klärschlamm, 7. Konkurrenz zu anderen biologi-

schen Reststoffen und Wirtschafts-düngern.

Eine umfassende Aufklärung und Ein-bindung der Landwirte bei der landwirt-schaftlichen Klärschlammverwertung war bisher das beste akzeptanzfördernde Mittel zu deren langfristigen Sicherung. Zukünftig sollen Gütesicherungssysteme (ähnlich wie beim Kompost) für den Se-kundärrohstoffdünger „Klärschlamm“ eingeführt werden, die das Vertrauen in das Produkt „Klärschlamm“ sichern und den Analysen- und Logistikaufwand bei der Klärschlammverwertung reduzieren könnten. Inwiefern sich die Gütesiche-

rung auf die Entsorgungskosten aus-wirkt, ist noch nicht abzusehen. Ein wichtiges und ernstzunehmendes Argument gegen die landwirtschaftliche Klärschlammverwertung ist neben den hygienischen Bedenken die Tatsache, dass Klärschlamm ein sehr breites Spektrum an teilweise wenig erforschten Schadstoffen enthält, deren langfristige Auswirkungen auf die Umwelt nicht ab-schätzbar sind. In der Vergangenheit standen vor allem Schwermetalle und Dioxine/Furane in der Diskussion. Die Gehalte an diesen Schadstoffen sind mittlerweile gesenkt worden und werden deshalb nicht mehr diskutiert. Neuere Untersuchungen haben mittlerweile an-dere problematische Stoffe im Klär-schlamm ausgemacht, z. B.:

• Substanzen mit endokriner (hormonähnlicher) Wirkung wie Hormonrückstände,

• Nonylphenol und zinnorganische Verbindungen,

• Arzneimittelrückstände wie Schmerzmittel, Lipidsenker und Antibiotika,

• Krankheitskeime.

Zinnorganische Verbindungen wie Tri-butylzinn (TBT) gelangen über indus-trielle Abwässer in den Klärschlamm. Nach ersten Ergebnissen führen diese Substanzen zur Vermännlichung von Schnecken- und Fischbeständen. Be-sorgniserregend ist auch die Feststel-lung, dass Kläranlagen höchstwahr-scheinlich eine große Rolle bei der zunehmenden Verbreitung antibiotika-resistenter Bakterien spielen. Als Ge-

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genmaßnahmen kommen u. a. ein geziel-terer Antibiotikaeinsatz im Rahmen der therapeutischen Anwendung und die Ab-tötung resistenter Keime mittels Klär-schlammhygienisierung in Betracht. Im Klärschlamm ist ein breites Spektrum an Krankheitserregern zu finden. Häufig sind Salmonellen feststellbar. Auch der EHEC-Erreger gewinnt an Bedeutung. In diesem Falle treten formal erhöhte Sicherheitsanforderungen laut Biostoff-verordnung (s. o.) in Kraft. Hepatitis-A-Viren und Wurmeier haben im Klär-schlamm und in der Umwelt eine lange Überlebensdauer (bis zu mehreren Jah-ren) und verursachen z. T. schwere Er-krankungen. Die Klärschlammverbrennung, speziell die Mitverbrennung im Kraftwerk, hat in den letzten Jahren erheblich an Bedeu-tung gewonnen, da:

1. im Vorfeld des Deponieverbotes im Jahre 2005 (TASi) viele Deponien inzwischen stillgelegt wurden,

2. laut AbfKlärV für nicht landwirt-schaftlich verwertbare Schlämme kein anderer Entsorgungsweg mehr offen steht,

3. Kraftwerksbetreiber langfristige Klärschlammabnahmeverträge zu derzeit noch günstigen Preisen an-bieten, um sich Marktanteile zu si-chern.

Die Klärschlammverbrennung erscheint vielen Klärschlammerzeugern vor allem aufgrund der langfristigen Entsorgungs-sicherheit und der aktuell noch niedrigen Kosten besonders attraktiv. Zu bedenken sind dabei jedoch folgende Punkte:

1. Die Preise, die die Energieunter-nehmen für die Klärschlamm-verbrennung in Rechnung stellen, dienen der Marktentwicklung und zielen auf eine Monopolstellung ab, die später höchstwahrscheinlich ausgenutzt wird. Die Klärschlamm-erzeuger haben sich jedoch häufig langfristig gebunden und andere Entsorgungswege in der Zwischen-zeit möglicherweise vernachlässigt.

2. Im Klärschlamm sind nutzbare Nährstoffe enthalten, von denen besonders der Phosphor in abseh-barer Zeit ein sehr knappes Gut werden wird, denn die Weltreser-ven an Phosphor könnten in etwa 30 Jahren verbraucht sein.

3. Bei der Mitverbrennung im Kraft-werk werden die im Klärschlamm enthaltenen Schadstoffe, vor allem Quecksilber, in den Luftpfad verla-gert, da Kraftwerke in der Regel keine Quecksilberabscheideanlagen haben. Die Schwermetalle belasten zudem die Flugaschen.

Klärschlamm ist ein unkalkulierbarer Trä-ger von Giften und Krankheitserregern. Die landwirtschaftliche Klärschlammver-wertung muss deshalb – unter Abwägung aller Vor- und Nachteile – mit großer Sorgfalt und Umsicht betrieben werden. Die Klärschlammverbrennung vernichtet wertvolle Nährstoffe und belastet bei feh-lender Abscheideanlage die Umwelt mit Quecksilber. Die Marktpolitik der Betrei-ber von Klärschlammverbrennungsanlagen zielt nach Meinung vieler Beobachter des Marktes auf eine Monopolstellung ab, die die Unternehmen (i. d. R. sind es Energie-unternehmen) mittelfristig zu Ungunsten

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der Klärschlammerzeuger ausnutzen könn-ten. Bei dem Betrieb biologischer Abwas-serbehandlungsanlagen fallen bekannter-maßen zwei unterschiedliche Klär-schlämme an. Der so genannte Primär-schlamm aus den Vorklärbecken sowie der Sekundär- oder Überschussschlamm in der eigentlichen biologischen Stufe. Bei Entsorgungsdiskussionen werden diese Schlammfraktionen meist unter dem Be-griff Klärschlamm subsumiert. Aufgrund der unterschiedlichen Eigenschaften ist im Hinblick auf die Entsorgungstechnologie eine Differenzierung sinnvoll. Während der Primärschlamm energiereich und anae-rob gut abbaubar ist, und sehr gute Entwäs-serungseigenschaften hat, weist der Über-schussschlamm gegenteilige Eigenschaften auf. Primärschlamm: vergleichsweise hoher Brennwert, gut entwässerbar, hohes Ad-sorptionsvermögen, daher stark belastet z. B. mit Schwermetallen Überschussschlamm: sehr geringer Brenn-wert, hoher Entwässerungsaufwand (Flockungshilfsmittel und Personal), ver-gleichsweise gering belastet, durch geeig-nete Maßnahmen reduzierbar Im Febr. 2004 stellte das Ministerium für Umwelt und Naturschutz, Landwirtschaft und Verbraucherschutz (MUNLV) in NRW die Studie „Abfälle aus Kläranlagen in Nordrhein-Westfalen – Teil C – Ver-gleichende Bewertung der Umwelterheb-lichkeit der Verwertung von Sekundärroh-stoffdüngern“ vor. Die Studie kommt zu dem Ergebnis, dass der Einsatz von kom-munalem Klärschlamm in der Landwirt-

schaft die Umwelt in der Regel wesentlich stärker belastet, als andere Düngungsmit-tel. So lag die Schwermetallbelastung von kommunalem Klärschlamm vielfach um den Faktor 10 – 100 höher, als bei anderen verwendbaren Düngemitteln. Die Um-weltministerin Frau Bärbel Höhn äußert sich im Vorwort dieser Studie wie folgt: „Diese Studie zeigt einmal mehr, dass die Verwertung von Klärschlamm in der Landwirtschaft kritisch bewertet werden muss. Das Düngen der Felder hat innerhalb der landwirtschaftlichen Produktionspro-zesse die größte Auswirkung auf die Um-welt. Die Ergebnisse dieser Untersuchung dokumentieren, wie wichtig die Regelung von Anforderungen zur Begrenzung von Schadstoffeinträgen in den Boden ist, um eine nachhaltige landwirtschaftliche Pro-duktion zu erhalten.“ Die Bundesregierung antwortet im März 2004 auf eine Anfrage der FDP-Fraktion bezüglich des Düngemittelkonzepts wie folgt: Die Bundesregierung strebe eine gleichwertige Behandlung der organischen Düngemittel an. Hierfür schlagen das BMU (Bundesministerium für Umwelt, Naturschutz und Reaktorsicherheit) und BMVEL (Bundesministerium für Ver-braucherschutz, Ernährung und Landwirt-schaft) nicht nur für die landwirtschaftliche Klärschlammverwertung neue Grenzwerte vor, sondern auch für die Verwertung von Bioabfällen und für landwirtschaftliche Wirtschaftsdünger. Die Vorschläge für neue Grenzwerte in der Klärschlammver-ordnung orientieren sich an dem Ziel, dass es durch Düngemittelanwendung zu keiner Schadstoffanreicherung über die Vorsor-gewerte der Bundesbodenschutzverord-

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nung hinaus kommen soll. Die Bundesre-gierung geht davon aus, dass im Falle eines Verzichtes durch die landwirtschaftliche Klärschlammverwertung ausreichende Kapazitäten für die Verbrennung der Schlämme vorhanden sind oder rechtzeitig geschaffen werden können. Nordrhein-Westfalen hat als erstes Bun-desland eine umfassende Untersuchung (Die Studie "Abfälle aus Kläranlagen in Nordrhein-Westfalen - Teil D - Organische Schadstoffe in Klärschlämmen aus der kommunalen Abwasserbehandlung" ist im Oktober 2004 erschienen) über die Klär-schlammbelastung mit organischen Schad-stoffen durchgeführt. Die Ergebnisse aus einer ganzjährigen Untersuchung der Klär-schlämme aus 158 kommunalen Kläranla-gen – dies entspricht rund 80 % der in Nordrhein-Westfalen anfallenden jährli-chen Klärschlammmenge – ergaben, dass Rückstände aus Wasch- und Reinigungs-mitteln, Desinfektions- und Flammschutz-mitteln sowie hochgiftige Stoffe aus indus-triellen Prozessen in Klärschlämmen verbreitet auftreten. In der vom Landes-umweltamt NRW durchgeführten Unter-suchung wurden Klärschlämme aus 158 nordrhein-westfälischen Kläranlagen auf insgesamt 72 organische Einzelstoffe bzw. Stoffkombinationen untersucht. Dabei konnten insgesamt 54 teilweise hochgiftige Substanzen nachgewiesen werden. Ein be-denkliches Ergebnis, da ein Teil der Klär-schlämme wegen seines Phosphatgehaltes als Düngemittel in der Landwirtschaft aus-gebracht wird. Die Schadstoffe gelangen so in den Boden, wo sie überwiegend nicht abgebaut werden. So können sie Nah-rungsmittel und Grundwasser belasten.

Eine interessante Erkenntnis dieser Studie ist, dass offenbar die aerobe Schlammbe-handlung (simultane Stabilisierung insbe-sondere in kleineren Anlagen) einen posi-tiven Einfluss auf die Elimination von organischen Problemstoffen hat. Umwelt-ministerin Bärbel Höhn zu dieser Studie: "Die Ergebnisse zeigen, wie sehr unser Alltag durch den Umgang mit chemischen Produkten geprägt ist. Diese gelangen teilweise gewollt, oft aber auch als uner-wünschtes Nebenprodukt in unser Abwas-ser und damit in den Klärschlamm. Wir müssen genau festlegen, welche Klär-schlämme überhaupt weiterhin auf unseren Äckern verteilt werden können." 7. Klärschlammdesintegration

Unter der Desintegration von Klärschlamm wird die Zerkleinerung des Schlammes von der Flockenzerstörung bis hin zum Aufschluss der im Schlamm vorliegenden Mikroorganismen verstanden. Die Ziel-setzung der Desintegration ist u. a. das Freisetzen von Zellinhaltsstoffen, um den Schlamm weitergehender als bisher zu sta-bilisieren bzw. zu mineralisieren. Konkrete Einsatzgebiete sind die Schlammreduktion, die Verbesserung der anaeroben sowie aeroben Stabilisierung, die Bereitstellung von internen Kohlenstoffquellen für die Denitrifikation und die verbesserte Ab-setzbarkeit von Blähschlämmen. Physikali-sche, chemische und biologische Prozesse können zu einer gezielten Desintegration von Schlämmen führen. Die Desintegrati-on des Klärschlammes führt u. a. zur Re-duktion der Partikelgröße des Überschuss-schlamms. Die durch Biopolymere mit-einander verketteten Mikroorganismen

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werden dabei voneinander getrennt. Die Energie der Bindung zwischen den Orga-nismen ist deutlich geringer als die zur Zerstörung der Zellwand benötigte Ener-gie. Daher werden zunächst die Flocken zerstört. Aus Abbildung 9 wird ersichtlich,

dass Desintegrationsverfahren (markiert als Kreis mit Kreuz) in Abhängigkeit vom gewünschten Ergebnis an sehr unterschied-lichen Stellen der biologischen Abwasser- und Schlammbehandlung eingesetzt wer-den können. So kann beispielsweise der Rücklaufschlamm in der biologischen Stufe einer Kläranlage teilweise desin-tegriert und anschließend in der belüfteten Phase wieder zugegeben werden. Dies hat zur Folge, dass der Überschussschlamman-fall sich verringert. Ein ähnliches Vorge-hen ist möglich, indem der statisch einge-dickte Schlamm desintegriert und an-schließend der Faulstufe zugeführt wird. Daraus resultiert, dass die Aufenthaltszeit im Faulturm reduziert werden kann, sich

die Biogasausbeute erhöht und sich die Schlammmasse verringert. Wie die oben stehende Abbildung 9 eindrucksvoll veran-schaulicht, bestehen sehr viele Möglichkei-ten, das konventionelle Verfahren zu ergänzen oder sinnvoll zu verändern. Dar-

über hinaus ist auch eine Vielzahl von Ver-fahrenskombinationen möglich, welche aufgrund ihrer Vielzahl hier nicht erschöp-fend dargestellt werden können. Zusam-menfassend lässt sich festhalten, dass die Unterstützung der aeroben/anaeroben Sta-bilisierung von Klärschlamm/Biomasse mittels Desintegrationsverfahren die fol-genden Verfahrensergebnisse zum Ziel hat:

• die Intensivierung des biologischen Abbaus,

• die Reduktion der Behandlungszeiten,

• die Reduktion des Faulraumvolumens,

Vorklärung

statischeEindickung

Faulung

Feststoff-abtrennungBelebung

Schlamm-entwässerung

Vorflut

RücklaufschlammPrimär-schlamm

Überschussschlamm

Zulauf

Schwimm-/Blähschlamm

Faulgas

Entsorgung

Abbildung 9 Ausgewählte Einsatzmöglichkeiten für Desintegrationsverfahren

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• die Reduktion zu entsorgender Feststoffmassen,

• die Erhöhung der Biogasausbeute, • oder die Verbesserung der

Schlammentwässerbarkeit.

Bei der Bekämpfung von Bläh- und Schwimmschlamm mit Hilfe von Desin-tegrationsverfahren wird das Ziel verfolgt:

• die fädigen Schlammstrukturen zu zerstören,

• das Sedimentationsverhalten des Schlamms zu verbessern,

• oder Schaumprobleme in der Faulung zu vermeiden.

Die biologische Stickstoffelimination, ins-besondere die Denitrifikation, kann mittels Desintegrationsverfahren unterstützt wer-den, indem die Produktion interner Was-serstoff-Quellen unterstützt wird und damit auf den Zukauf externer Substrate verzich-tet werden kann. Für die Desintegration von Klärschlamm werden grundsätzlich vier verschiedene Verfahren eingesetzt:

• Thermische Verfahren, • Mechanische Verfahren

(z. B. Ultraschallverfahren), • Chemische Verfahren

(z. B. Ozonbehandlung), • Enzymatische/Biochemische

Verfahren.

Die Untersuchungen von Schmelz und Müller [2004] zur Verbesserung der Fau-lung haben gezeigt, dass die Desintegration von Primärschlämmen nahezu keine Ver-besserung des Abbauverhaltens bewirkte und daher möglichst nur Überschuss-schlämme behandelt werden sollten.

7.1 Thermische Schlamm-desintegration3)

Die thermische Schlammbehandlung kann unterschieden werden in die thermische Konditionierung, die thermische Desinteg-ration und die Gefrierbehandlung. Wäh-rend die thermische Konditionierung und die Gefrierbehandlung vornehmlich eine Verbesserung des Wasserabgabevermö-gens des Schlammes zum Ziele haben, wird mit der thermischen Desintegration vor allem eine Verbesserung nachfolgen-der Abbauprozesse angestrebt. Bei der thermischen Konditionierung wird durch die Wahl von Reaktionstemperatur und Behandlungsdauer eine weitgehende Über-führung organischer, auch extrazellulärer Bestandteile in den Überstand angestrebt. Der übrig bleibende Schlamm weist einen deutlich geringeren Gehalt organischer, wasserbindender Substanzen auf und er-reicht höhere Entwässerungsgrade. In den vergangenen Jahrzehnten wurden auf dem Gebiet der thermischen Schlammbehand-lung umfangreiche Erfahrungen gesam-melt. Gegenüber den mechanischen Ver-fahren und der Ozonbehandlung benötigt die thermische Desintegration deutlich mehr Energie. Hierbei handelt es sich je-doch um thermische Energie, die zu güns-tigeren Preisen zur Verfügung steht als die für die mechanischen Verfahren notwendi-ge elektrische Energie. Im Vergleich zur mechanischen Schlammdesintegration werden längere Behandlungszeiten und somit größere Reaktoren benötigt. Der Ein-trag der Wärmeenergie erfolgt entweder

3) Inhalt teilweise wörtlich entnommen aus NICKEL und NEIS [2003] Klärschlammdesintegration – Überblick über verschiedene Verfahren und dem Arbeitsbericht 3 der ATV Arbeitsgruppe 3.1.6 "Klärschlammdesintegration" [2003].

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indirekt über Wärmetauscher oder durch das Einblasen von Dampf in den Schlamm. Bei direkter Dampfinjektion werden die z. T. erheblichen Betriebsprobleme ver-mieden, welche durch Verkrustung und Korrosion Wärme tauschender Flächen verursacht werden. Mit steigender Tempe-ratur wird grundsätzlich ein höherer Schlammaufschluss erzielt. Dies geht je-doch mit einer möglichen Bildung von geruchsintensiven sowie schwer abbauba-ren Verbindungen einher, welche im Schlammwasser zurück in den Kläranla-genzulauf geleitet werden. Auch die Ent-stehung von Hemmstoffen ist nicht aus-zuschließen, was unter Umständen eine irreversible Hemmung des Faulprozesses zur Folge haben kann. Die Bildung von Melanoiden wird bereits im Temperaturbe-reich um 100 °C beobachtet. Aus der ther-mischen Schlammkonditionierung ist be-kannt, dass bei Temperaturen um 200 °C sogar hochtoxische Dioxine produziert werden. Da die Reaktionskinetik für die Bildung dieser Hemmstoffe noch nicht eindeutig geklärt ist, bleibt abzuwarten, ob durch eine Veränderung der Verfahrensbe-dingungen die Probleme zufrieden stellend gelöst werden können. 7.2 Mechanische Schlamm-

desintegration4)

Die zum Aufschluss notwendige mechani-sche Energie kann in Form von Druck-, Translations- oder Rotationsenergie zur Verfügung gestellt werden. Jeder feste

4) Inhalt in Kap. 7.2.1 bis 7.2.5 teilweise wörtlich entnom-men aus NICKEL und NEIS [2003] Klärschlammdesinteg-ration – Überblick über verschiedene Verfahren und dem Arbeitsbericht 1 der ATV Arbeitsgruppe 3.1.6 "Klär-schlammdesintegration" [2000].

Körper – hier die Zelle – leistet Wider-stand gegen eine mechanische Verfor-mung. Es kommt zur Zerstörung, wenn die Zerreißfestigkeit des Materials überschrit-ten wird. Eine ganze Reihe von verschie-denen Apparaten und Verfahren eignen sich für die mechanische Klärschlammdes-integration. 7.2.1 Rührwerkskugelmühle

Die Rührwerkskugelmühle besteht aus ei-nem zylindrisch oder konisch ausgebilde-ten Mahlbehälter, der wahlweise horizontal oder vertikal angeordnet ist. In den Mahl-körper ragt ein motorgetriebenes Rührele-ment mit Rührscheiben. Die Umfangsge-schwindigkeit der Scheiben liegt bei 8 bis 20 m/s. Der Mahlraum ist durch eine Ku-gelschüttung, die Mahlkörper, ausgefüllt. Die über die Motorwelle angetriebenen Rührscheiben versetzen die Mahlkugeln in eine Rotationsbewegung und eine Relativ-bewegung zueinander. Während des Durchgangs der Suspension, die den Mahl-raum durchströmt, werden die hierin ent-haltenen Feststoffe durch die Mahlkugeln beansprucht. Die Mahlkörper bestehen aus verschleißfestem Material (Keramik o. ä.) und haben Durchmesser zwischen 0,1-2,0 mm. Zur Mahlgut-Mahl-körper-Separation können Zentrifugalabscheider oder Ab-trennvorrichtungen wie Trennspalt, Ring-spalt oder Siebpatrone eingesetzt werden. 7.2.2 Hochdruckhomogenisatoren

Bei Hochdruckhomogenisatoren handelt sich um Geräte von einfachem Aufbau, die aus zwei Hauptkomponenten bestehen, ei-

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ner mehrstufigen Hochdruckpumpe und einem Homogenisierventil. Die Hoch-druckpumpe verdichtet die Suspension auf Drücke von mehreren hundert bar und er-möglicht je nach Maschinengröße Volu-menströme von 40 Litern bis zu mehreren Kubikmetern pro Stunde. Das Homogeni-sierventil stellt die eigentliche Aufschluss-einheit dar. Der stationäre Ventilsitz und der verstellbare Ventilkörper bilden den Homogenisierspalt, dessen Weite durch ei-ne äußere Kraft eingestellt werden kann. Die verdichtete Suspension tritt durch den Spalt aus, wird auf hohe Geschwindigkei-ten beschleunigt und entspannt. Im Ventil-spalt wird der Dampfdruck der Flüssigkeit unterschritten. Es entstehen Dampfblasen (Kavitationsblasen). Die Kavitationsblasen kollabieren und induzieren energiereiche Schubspannungsfelder, in denen die Zellen aufgeschlossen werden. Schließlich trifft die Suspension auf den Prallring auf und verlässt die Maschine. Der Homogenisier-druck stellt den wichtigsten variierbaren Parameter dar. Mit steigendem Druck nimmt auch die für die Zerkleinerung zur Verfügung stehende Energie zu und ent-sprechend verbessert sich das Aufschluss-ergebnis. Bei Drücken von mehreren hun-dert bar werden Bakterien weitgehend aufgeschlossen. 7.2.3 Lysat-Zentrifugen-Technik

Die Desintegration des Schlammes erfolgt hierbei mit einem speziellen Schlagwerk, das in die Eindickzentrifuge eingebaut ist. Die Lysiereinrichtung ist bei vorhandenen Maschinen z. T. nachrüstbar. Die Zellzer-störung erfolgt nach der Zentrifugati-on/Eindickung, somit wird das Zentrat

nicht belastet. Nach Meinung der Herstel-ler erfolgt die Zellzerstörung durch die Ausnutzung dreier Effekte:

1. Verzögerungskraft aufgrund der Verminderung der vorhandenen kine-tischen Energie (Prallkräfte infolge Aufpralls der Partikel im Zentrifu-gen-Rahmen),

2. Prallwirkungen aufgrund einer Schlagwerkskonstruktion, in der die aus der Zentrifuge abgeworfenen, noch bewegten Partikel abgebremst werden,

3. Scherwirkung in obiger Konstruktion aufgrund der Zentrifugendrehzahl im Bereich von 1500 bis 3000 U/min.

7.2.4 Hochleistungspulstechnik

Hochleistungspulstechnik ist die Erzeu-gung und Nutzung von elektrischen Durch-schlägen in flüssigen oder festen Materia-lien. Derartige Durchschläge erzeugen Druck-/Schockwellen, deren Höhe über ei-ne elektrische Impulsquelle gesteuert wer-den kann. Für den Klärschlammaufschluss wird das so genannte elektro-hydraulische Verfahren verwendet. Zwei Elektroden be-finden sich in der elektrisch schlecht lei-tenden Klärschlammsuspension und sind mit einer gepulsten Energieversorgungsan-lage (EVA) verbunden. Die EVA besteht aus einer Ladeeinrichtung und Impulskon-densatoren. Beim Zuschalten der EVA füh-ren Ausgangsspannungen von einigen 10 kV zum elektrischen Durchschlag zwi-schen den Elektroden. Im Medium entste-hen Plasmakanäle und Druckwellen, wo-durch die Schlammpartikel zerkleinert werden.

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7.2.5 Prallstrahlverfahren

Bei der Prallstrahltechnik wird eine Sus-pension mittels einer Hochdruckpumpe auf Drücke von 20 bis mehreren hundert bar verdichtet und dann durch eine Düse ent-spannt. Nach dem Durchtritt durch die Düse wird die Suspension im Freistrahl auf eine Prallplatte geführt, wo sie mit hoher Geschwindigkeit auftrifft. Die Bean-spruchung erfolgt sowohl durch Kavitation im Bereich der Düse als auch durch die schlagartige Verzögerung auf der Prallplat-te. Im Staupunkt des Flüssigkeitsstrahls und in seiner näheren Umgebung treten

maximale Druckkräfte und Schubspannun-gen auf, die für die Desintegration der Par-tikel verantwortlich sind. Die Suspension wird mehrere Male rezirkuliert, um die Mikroorganismen einer ausreichenden me-chanischen Belastung auszusetzen. In an-deren Worten, je öfter die Organismen auf die Prallplatte aufschlagen, umso größer ist die Wahrscheinlichkeit, dass die Zellwand

aufbricht. Diese Rezirkulation wird als Aufprallhäufigkeit ausgedrückt. Die wich-tigsten Optimierungsparameter des Prall-strahlverfahrens sind der Kompressions-druck, die Düsenform, der Düsen- bzw. Strahldurchmesser und die Aufprallhäufig-keit. 7.2.6 Ultraschall5)

Ziel der Anwendung von Ultraschall ist die akustische Erzeugung von Kavitation in der Klärschlammsuspension. Ultraschall breitet sich in Form von Longitudinalwel-

len aus und bewirkt eine periodische Kom-pression und Dehnung (Verdichtung und Entspannung) der beschallten Substanz (Wasser bzw. Belebtschlamm). Es bilden sich mikroskopisch kleine Hohlräume in der Flüssigkeit (Kavitation) durch die Ein-wirkung eines Unterdrucks in der Entspan-

5 ) Inhalt teilweise wörtlich entnommen aus Neis und Nickel [2001]

Kompressionswellen

Schall-druck

+

-

0

0

50

100

150

100 400300200 500 600

„Hot spot“

Implosion

Bildung

Wachstum

5200 K500 bar

Interphase

1900 K

Zeit [µs]

Rad

ius

der G

asbl

ase

[µm

]

Abbildung 10 Bildung, Wachstum und Kollaps einer Kavitationsblase im Ultraschallfeld [Neis und Nickel, 2001]

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nungsphase. Auf Grund lokaler Unter-schreitung des Wasserdampf- bzw. Sätti-gungsdrucks bestehen die sich bildenden Kavitationsbläschen aus einem Wasser-dampf-Gas-Gemisch. Die Kavitations-blasen pulsieren zunächst in Resonanz mit der Ultraschallschwingung unter Zunahme ihres Volumens. Bei Erreichen einer kritischen Größe, dem so genannten Resonanzradius, kommt es zum Blasenkollaps in der Druckphase. Diese schlagartige Blasenimplosion ist durch hohe Druckunterschiede (von bis zu 500 bar) und einem extremen Temperatur-anstieg (von bis zu 5.200 Kelvin) in der Blase und ihrer unmittelbaren Umgebung gekennzeichnet. Schließlich werden sehr schnelle Strömungen, so genannte „Jet-Streams“ erzeugt, die zu hohen mechani-schen Scherkräften führen und die Wände von Bakterien, Pilzen und anderen Zellen aufreißen (vergleiche Abbildung 10). Im niedrigen Frequenzbereich (20 kHz - 100 kHz) werden große Kavitationsblasen er-zeugt, die beim Zerfall extreme Scherkräf-te und Wirkungen hervorrufen. Im mittle-

ren Frequenzbereich (100 kHz - 1 MHz) werden zwar kleinere, aber noch wir-kungsvolle Kavitationsblasen erzeugt und

radikalische, sonochemische Reaktionen im Wasser ausgelöst. Bei Beschallung im Hochfrequenzbereich über 1 MHz beginnt die Flüssigkeit auf molekularer Ebene zu strömen. Die bei der Ultraschall-Kavitation ausge-lösten extremen hydromechanischen Kräf-te können genutzt werden, um die Schlammstruktur in einer Weise zu verän-dern, die beim konventionellen enzyma-tisch-biologischen Stabilisierungsprozess erst nach Tagen erreicht wird. Bereits nach sehr kurzer Beschallzeit bzw. geringem Energieeintrag werden die Schlamm-flocken (Agglomerate) in einzelne Partikel zerlegt (deagglomeriert). Es tritt die Zer-störung der Schlammflockenstruktur ein (Phase 1). Mit zunehmendem Energieein-trag setzt ein Aufschluss der biologischen Zellen im Klärschlamm ein. D. h., dass die Zellwände zerstört werden und das Zellin-nere in Lösung geht. Der Aufbruch der mikrobiellen Zellwände, der so genannten Lyse, führt also zur Freisetzung gelöster organischer Substanzen im Schlammwas-ser (Phase 2). Über die Parameter Be-

schallzeit und Ultraschallintensität kann der Prozess je nach Behandlungsziel von der Flockenzerlegung bis hin zur vollstän-

Bakterien inerte PartikelExtrazelluläre Polymere

Abbildung 11 Schematische Darstellung der Deagglomeration (Bild Mitte) und der Zellzerstörung (Bild rechts) von Belebtschlamm durch Ultraschallbehandlung [Neis und Nickel, 2001]

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digen Zerstörung aller Zellen geführt wer-den (vergleiche Abbildung 11). Dabei werden extrazelluläre Substanzen freige-setzt, die an die Zellwände gebunden sind. Diese Polymere und Enzyme beschleuni-gen den Abbau von organischem Material. Anhand ihrer bisherigen Praxiserfahrungen geben Nickel und Neis [2003 a] folgende Orientierungsparameter für die wirtschaft-liche Anwendung der Ultraschalldesinteg-ration in der anaeroben Schlammbehand-lung. Günstige Voraussetzungen für den Einsatz von Ultraschall bestehen, wenn im aktuellen Betrieb gilt:

• kurze Faulzeit (< 20 Tage), • geringer Abbaugrad bei der

Schlammstabilisierung (< 45%), • geringe spezifische Biogasausbeute

(< 350 NL/kg oTRzu), • Eindickung des Schlammes auf 3%

bis 6% TR, • gute Fließfähigkeit des Schlammes

(geringe Viskosität), • getrennte Führung des Primär- und

Sekundärschlammes vorhanden, • separate Beschallung des Sekundär-

schlammes möglich, • hohe Kosten für Schlammentsorgung.

Ungünstige Voraussetzungen gelten ent-sprechend, wenn gilt:

• lange Faulzeit (> 30 Tage), • nur Rohschlamm zur Beschallung

verfügbar, d.h. Überschussschlamm nicht separiert,

• Grob- und Feststoffe nicht gut zu-rückgehalten in der Vorreinigung,

• hohe Viskosität des Schlamms,

• hohe Konzentration gelöster Gase im Medium.

Notwendiger Energieeintrag für Schlamm-behandlung mit Ultraschall [Nickel und Neis, 2003 a]:

3 – 15 kWh/m3

Für die Blähschlammbekämpfung liegt der Energieeintrag im unteren und für Über-schussschlammdesintegration eher im obe-ren Bereich. Hiermit lässt sich der ent-sprechende Energieverbrauch berechnen. Die Betriebskosten werden in der Hauptsa-che durch den Energieverbrauch bestimmt. Investitionen für Ultraschallanlagen [Ni-ckel und Neis, 2003 a]:

ca. 10 – 20 TSD €/kW

Nickel und Neis [2003 a] illustrieren an-hand von drei Beispielkläranlagen, die mit der Ultraschalltechnologie erzielten Ver-fahrensergebnisse: Beispielkläranlage A (230.000 EW): Anaerobe Schlammstabilisierung, Faulzeit: 20 d Rohschlamm (Primär-/Überschuss-schlamm = 1:1), QRS = 540 m3/d 30 % des Überschussschlamms separat be-schallt, QÜS = 90 m3/d, Ultraschallgerät: 15 kW 3-monatiger Test im Praxismaßstab, Resultat auf Massenbilanzbasis: Biogasproduktion: + 30 %, oTR-Abbau: + 30 % (oTR-Restgehalt von 55 % auf 50 %) Kosten-Nutzen-Rechnung nach Aussage des Betreibers positiv

- 34 -

Beispielkläranlage B (15.000 EW): Anaerobe Schlammstabilisierung, Faulzeit: > 30 d Rohschlamm (Primär-/Überschuss-schlamm = 1:1), 30 % Rohschlamm, eingedickt, beschallt, Ultraschallgerät: 5 kW Dauertest im Praxismaßstab, Resultat: Biogasproduktion: + 20 % Beispielkläranlage C (50.000 EW): Aerobe Schlammstabilisierung, Schlammalter ca. 20 d, 30 % des eingedickten Überschuss-

schlamms beschallt, QÜS = 28 m3/d, Rückführung in das Belebungsbecken Ultraschallgerät: 5 kW 3-monatiger Test im Praxismaßstab, Resultat auf Massenbilanzbasis: Überschussschlammproduktion: - 30% Kosten-Nutzen-Rechnung nach Aussage des Betreibers positiv 7.3 Enzymatische/Biochemische

Schlammdesintegration

Enzyme sind die biologisch wichtigste Gruppe der Proteine. Sie besitzen eine hochkomplexe, dreidimensionale moleku-

lare Struktur aus vielen einzelnen Amino-säuren. Enzyme kommen in jedem leben-den Organismus vor. Sie beschleunigen als Biokatalysatoren alle Stoffwechselprozesse in den Zellen. Enzyme setzen die so ge-nannte Aktivierungsenergie für chemische Reaktionen herab – das ist diejenige Ener-gie, die mindestens notwendig ist, um eine Reaktion überhaupt erst in Gang bringen zu können. Da in den Zellen niedrigere Temperaturen herrschen, als die Stoff-wechselreaktionen ohne die „Katalysator-Enzyme“ benötigen würden, wäre ein ge-regelter Stoffwechsel in lebenden Orga-

nismen ohne Enzyme gar nicht möglich. Außerdem reagieren durch die herabge-setzte Aktivierungsenergie eine größere Anzahl von Teilchen miteinander, so dass die Reaktionsgeschwindigkeiten und damit die Stoffwechselprozesse beschleunigt werden. Diejenigen Stoffe, die von den Enzymen umgesetzt werden, heißen Sub-strate. Enzyme sind hochspezifisch und funktionieren nach dem so genannten „Schlüssel-Schloss-Prinzip“. Das bedeutet, dass ein bestimmtes Enzym nur mit einer eng begrenzten Anzahl von „passenden“ Stoffen – meist sogar nur mit einem Stoff – reagiert („Substratspezifität“) und nur ganz bestimmte Reaktionen katalysieren kann

Abbildung 12 Zellwand Gram-positiver Bakterien nach Banks et al. [1986]

- 35 -

(„Wirkungsspezifität“). Damit ein lebender Organismus reibungslos funktioniert, braucht er etwa 10.000 verschiedene En-zyme. Wissenschaftlich bekannt und er-forscht sind bisher allerdings nur rund 3.000 [Schlegel, 1992]. Die Wirkungswei-se der enzymatischen Klärschlammdesin-tegration ist komplex. Dies wird ersicht-lich, wenn man den Aufbau einer Zellwand – z. B. eines Gram-positiven Bakteriums wie in Abbildung 12 – betrachtet. Bei Gram-positiven Bakterien ist das Murein-netz zu 30-70 % an der Trockenmasse der Zellwand beteiligt und etwa 40 Schichten dick. In der Zellwand der Gram-positiven Bakterien sind Polysaccharide, wenn über-haupt vorhanden, kovalent gebunden. Der Proteingehalt ist gering. Charakteristisch ist das Vorhandensein von Teichonsäuren; das sind Ketten von 8-50 Glycerin- oder Ribitmolekülen, die über Phosphatbrücken miteinander verestert sind. Die Teichon-säuren sind wahrscheinlich über Phosphat amidartig an das Murein gebunden [Schle-gel, 1992]. Mikroorganismenzellen stehen unter einem Druck von bis zu 20 bar [Mo-zes, 1991]. Dieser hohe Druck kann nur durch ein eng geknüpftes Netzwerk aus Murein aufrecht gehalten werden. Kunz [1998] folgert daraus, dass der enzymati-sche Angriff auf das Murein, welches aus Peptidoglykan besteht, ausgerichtet sein muss. Gram-negative Bakterien hingegen verfügen nur über ein einschichtiges Mur-einnetz, welches zu weniger als 10 % an der Trockenmasse der Zellwand beteiligt ist. Das Murein enthält durchweg nur me-so-Diaminopimelinsäure, kein Lysin und Interpeptidbrücken sind nicht vorhanden. Der Aufbau des Mureinsacks ist bei allen Gram-negativen Bakterien gleich. Tei-

chonsäuren konnten bisher nicht nachge-wiesen werden [Schlegel, 1992]. Über das einschichtige Murein lagert sich bei Gram-negativen Bakterien die äußere Membran, die aus dem bereits mehrfach genannten EPS besteht [Kunz, 1998]. Für die Zerstö-rung von Zellen im Belebtschlamm müs-sen also neben Enzymen zur Spaltung des Mureins auch Enzyme zur Zerstörung der äußeren Membran enthalten sein (verglei-che Kunz [1998] und Banks et al. [1986]). Die ATV Arbeitsgruppe 3.1.6 "Klär-schlammdesintegration" weist in ihrem Arbeitsbericht 3 [ATV/DVWK, 2003] auf das Thema Enzymatische/Biochemische Desintegration wie folgt hin: „Durch die Aktivität von Enzymen erfolgt eine biolo-gische Hydrolyse von Schlamminhaltsstof-fen. Enzyme sind Proteine, die bereits in kleinen Mengen als Biokatalysatoren die Reaktionsgeschwindigkeit unter normalen Umgebungsbedingungen deutlich be-schleunigen. Die Desintegration durch mikrobiologisch im System produzierte Enzyme (Autolyse) wird beispielsweise bei der Primärschlammhydrolyse genutzt. In jüngerer Zeit werden auch extern produ-zierte Enzyme, z. B. in der Schlammfau-lung, mit dem Ziel zugesetzt, den biologi-schen Abbau und die Schlamment-wässerung zu optimieren.“ Weltweit, und vor allem in den USA, wer-den Enzyme in der Abwassertechnik sowie Schlammbehandlung eingesetzt. In Deutschland haben sich diese Enzymver-fahren nicht durchgesetzt. Vermutlich we-gen der teilweise großen Zeitdifferenz zwi-schen Zugabe und Wirkung. Es konnte beobachtet werden, dass einige Anwen-

- 36 -

dungen von Enzymen sehr gute Resultate liefern und andere nicht. Eine Erklärung könnte hier in der Komplexität der Wir-kungsweise respektive der Individualität der Belebtschlämme sein. Darüber hinaus gab es Applikationen im Bereich der aeroben Stabilisierung die in der Anfangs-phase gute Resultate lieferten, aber sich die Ergebnisse mit zunehmender Einsatzdauer verschlechterten und die Systeme am Schluss kollabierten. Hierzu sei angemerkt, dass lysierte Zellen eine zusätzliche orga-nische Fracht darstellen, der daraus entste-hende zusätzliche Sauerstoffbedarf muss durch das entsprechende Belüftungssystem bereitgestellt werden können. 7.4 Chemische Schlammdesintegration

Bei der chemischen Desintegration sind die Mechanismen der chemischen Oxidati-on und der chemischen Hydrolyse zu un-terscheiden. Bei Umgebungstemperatur und Normaldruck werden bei Verwendung von Sauerstoff als Oxidationsmittel organi-sche Bestandteile im Klärschlamm nur re-lativ langsam oxidiert bzw. gar nicht ange-griffen. Daher müssen zur Erzielung einer ausreichend schnellen und starken Oxida-tion entweder die Temperaturen erhöht oder stärkere Oxidationsmittel zugegeben werden. Chemische Hydrolyse: Schon durch Zugabe von verhältnismäßig gerin-gen Mengen an starken Säuren bzw. Basen zu einer Klärschlammsuspension be-schleunigt sich die Hydrolysegeschwin-digkeit. Die chemische Hydrolyse bewirkt eine Spaltung von Zuckern, Stärken, Prote-inen usw. in monomere Bausteine. Die Zellwandstruktur von Mikroorganismen wird dabei aufgelöst. Der Einsatz der che-

mischen Oxidation als Desintegrationsver-fahren beruht in erster Linie auf dem Auf-brechen von Zellhüllen durch Radikale (OH; HO2·). Das Oxidationsmittel wird durch eine radikalbildende Substanz oder durch Anregung (bspw. UV-Strahlung) in Radikale umgewandelt. Werden starke Oxidationsmittel verwendet, kommt es bei niedrigem pH-Wert auch ohne Aktivierung zur Radikalbildung. Bei der Oxidation gibt ein Atom oder Molekül Elektronen ab. Das Oxidationsmittel nimmt dabei die abgege-benen Elektronen auf und wird damit selbst reduziert. Das bekannteste Oxidati-onsmittel ist Sauerstoff (O2). Beispiele für stärkere Mittel sind Ozon (O3) und Was-serstoff-Peroxid (H2O2). 7.4.1 Schlammdesintegration mit Ozon

Ozon gehört zu den stärksten technisch herstellbaren Oxidationsmitteln. Das Ozonmolekül selbst besteht aus 3 Sauer-stoffatomen. Ozon ist ein instabiles Gas, das bei Umgebungstemperatur zum zwei-atomaren Sauerstoff zerfällt. Das Ozonmo-lekül reagiert schnell und selektiv mit einer Vielzahl von Verbindungen unter Abspal-tung eines Sauerstoffatoms. Bevorzugte Reaktionen finden mit ungesättigten Ver-bindungen unter Aufspaltung der Doppel-bindung statt. Ozon ist nicht lagerfähig und wird deshalb vor Ort hergestellt. Ozon wird in Ozongeneratoren aus sauerstoffhal-tigen Gasen nach dem Prinzip der stillen elektrischen Entladung erzeugt. Auf die-sem Prinzip basieren fast alle großtech-nisch installierten Ozonerzeuger. Zwischen zwei konzentrisch angeordneten Elektro-den wird eine Hochspannung angelegt. Die Elektroden sind durch ein Dielektrikum

- 37 -

und zwei gasdurchströmte Entladungsräu-me voneinander getrennt. Ein Anteil der Sauerstoffmoleküle im Einsatzgas wird im elektrischen Feld gespalten und lagert sich sofort an freie Sauerstoffmoleküle unter Bildung von Ozon an. Den Produktinfor-mationen der WEDECO AG ist zu ent-nehmen: Die Effektivität der Ozonerzeu-gung hängt von einer Reihe wesentlicher Faktoren ab. In Abhängigkeit vom ver-wendeten Einsatzgas, der elektrischen Feldstärke, der Kühlung sowie der Bauart des Ozonerzeugers werden Ozonausbeuten zwischen 1 und 16 Gewichtsprozent im Produktionsgas erreicht. Ozon lässt sich unter Verwendung von getrockneter Luft (Taupunkt < -60 Grad C) in Konzentratio-nen zwischen 20 und 60 g/m² erzeugen, wobei ein Energieverbrauch je nach Kon-zentration und Kühlwassertemperatur zwi-schen 12 und 18 kW/kg Ozon zu erwarten ist. Bei der Ozonerzeugung größerer Pro-duktionsleistungen (> 1kg/h) wird zuneh-mend technischer Sauerstoff oder sauer-stoffangereicherte Luft verwendet. Ein kg Ozon lässt sich unter diesen Bedingungen wiederum in Abhängigkeit von der ge-wünschten Konzentration bei einem Ener-gieverbrauch zwischen 6 und 10 kW er-zeugen. Der Entwicklungstrend hin zu Ozonerzeugern mit Ausbeuten bis zu 13 Gewichtsprozent hat die Wirtschaftlichkeit des Prozesses signifikant verbessert. Die Ozon-Injektion erfolgt i. d. R. durch einen Diffusor, Venturi oder statischen Mischer. Klärschlammdesintegrationsverfahren auf der Basis von Ozon werden zur Behand-lung des Rücklaufschlammstroms vor der Rückführung in die biologische Stufe so-wie zur Behandlung des Überschuss-schlamms vor der Faulstufe eingesetzt.

Hierzu wird i. d. R. nur ein Teilstrom der gesamten Schlammmenge behandelt. Der Anteil des behandelten Teilstroms liegt nach Ried und Peters [1999] bei 4 bis 20 %. Es wird meist mit einer Ozondosis zwischen 0,05 und 0,2 g Ozon je g TR ge-arbeitet [vgl. Egemen et al., 1999; Sakai et al. 1997; Scheminski et al., 1998; Song et al. 2003]. Vranitzky und Lahnsteiner [2005] fanden bei ihren Untersuchungen heraus, dass 0,06 g Ozon pro g TR ausrei-chen, um die biologische Aktivität zu zer-stören. Yasui und Shibata [1994] beschrei-ben den Betrieb einer halbtechnischen Belebtschlammanlage mit Ozonbehand-lung ohne den Abzug von Überschuss-schlamm. Dazu musste die dreifache Men-ge der theoretisch produzierten Über-schussschlammmenge über eine Ozonan-lage rezirkuliert werden. Das Anlagenkon-zept wurde später großtechnisch realisiert [Yasui et al., 1996]. Auch Sakai et al. [1997] berichten über den Betrieb einer kommunalen Kläranlage mit einer Zulauf-menge von 450 m³/d die über einen Zeit-raum von 9 Monaten ohne den Abzug von Überschussschlamm betrieben wurde. Hier wurde die vierfache Menge der theoretisch produzierten Überschussschlammmenge über eine Ozonanlage rezirkuliert und mit einer Ozondosis von 0,034 g Ozon pro g TR behandelt. Mené und Lebrun [2002] er-reichten auf einer kommunalen Kläranlage mit 1000 EW eine Reduktion des Über-schussschlammanfalls um 60 % verglichen mit dem Referenzzeitraum. Hier wurde für die Behandlung eine Ozondosis von 0,15 g Ozon pro g TR eingesetzt. Es zeigte sich hier eine Erhöhung des Sauerstoffbedarfs in der Belebung um 20 bis 30 %. Weemaes et al. [2000] behandelten Überschuss-

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schlamm mit Ozon vor der Faulstufe und erzielten Vergrößerungen des oTR-Abbaugrades von 47 bis 64 %. Nach An-gabe der Firma Kurita Water Industries Ltd. wird derzeit auf über 30 Abwasserbe-handlungsanlagen ein Verfahren zur Des-integration von Klärschlamm mittels Ozon eingesetzt [Yasui et al., 2004]. 7.5 Beispielhafte Wirtschaftlichkeits-

abschätzungen

Für den Fall, dass die Ausbringung von Klärschlamm in der Landwirtschaft unter-sagt oder stark reglementiert wird, ist da-mit zu rechnen, dass die Entsorgung in Verbrennungsanlagen stark zunehmen wird. Es steht zu befürchten, dass die Betreiber von thermischen Behandlungsan-lagen – aufgrund der dann bestehenden Monopolstellung – das Preisniveau erhö-hen werden oder die derzeitige Entsor-gungssicherheit durch mangelnde Ver-brennungskapazitäten für Kläranlagen-betreiber in Gefahr ist. Auf die Verhand-lungsposition der Kläranlagenbetreiber werden sich alternative Vermeidungs- oder Entsorgungswege voraussichtlich positiv auswirken. Nachfolgend soll anhand zwei-er Beispiele die ökonomische Wettbe-werbsfähigkeit innovativer Verfahren ver-anschaulicht werden. Selbstverständlich ist die individuelle Situation der Kunden sehr unterschiedlich und verlangt eine differen-zierte sowie Fall bezogene Betrachtung. Ultraschall

Ein Teilstrom des Rücklaufschlamms wird mit Ultraschall behandelt. Dadurch wird ein Teil des eingedickten Schlamms be-

schallt und somit deagglomeriert sowie teilweise lysiert. Anschließend wird der behandelte Schlamm zurück in die Bele-bung geführt. Durch die Anwendung der Ultraschall-Desintegration werden die or-ganischen Bestandteile des Überschuss-schlamms vermehrt biologisch verbrannt bzw. veratmet. Bei diesem Verbrennungs-prozess entsteht als Endprodukt Kohlendi-oxid. Nach Abschluss der Behandlung bleibt eine reduzierte Menge noch zu ent-sorgender Schlamm übrig. Dieser verblei-bende Schlamm wird wie gewohnt entwäs-sert und anschließend entsorgt. Der Aufwand für die Schlammentwässerung (Personal, Energie, Hilfsstoffe usw.) ist selbstverständlich nur noch für die verblei-bende Schlammmenge notwendig. Meist entstehen bei diesem Prozess zusätzliche Vorteile wie beispielsweise die Unterdrü-ckung von Blähschlamm bzw. die Einspa-rung entsprechender Hilfsstoffe. Diese Vorteile sind jedoch stark abhängig von diversen Rahmenbedingungen und müssen daher i. d. R. individuell ermittelt werden. Annahmen Ultraschall-Desintegration:

• Kläranlage mit 50.000 EW, ohne Vorklärung, simultanaerobe Stabili-sierung, Schlammalter etwa 20 Tage

• Überschussschlammanfall: etwa 3.000 kg TS/d

• Durchschnittliche Entsorgungskos-ten: 190 €/t TS in der Landwirtschaft und 425 €/t TS bei der Monoklär-schlammverbrennung

• Notwendige Leistung des Ultra-schallgeräts etwa 5 kW

- 39 -

• Es wird nur ein Teil des Rücklauf-schlamms beschallt, so dass die Überschussschlammproduktion um etwa 30 % reduziert werden kann.

• Notwendige Energie pro m³ beschall-ter Schlamm6): 3 bis 15 kWh/m³

• Angenommene Energiekosten: 0,1 €/kWh

• Anfangsinvestition: 100.000 € (konservativ nach Nickel und Neis)

• Entsorgungskosten für 30 % des

Schlamms in der Landwirtschaft: 62.415 €/a

• Entsorgungskosten für 30 % bei der Monoklärschlammverbrennung: 139.612 €/a

• Energiekosten: ca. 5.000 €/a (konservativ nach Nickel und Neis)

• Ersatzteile: 10 % der Investitionskos-ten = 10.000 €/a (geschätzt)

Um die vermehrte organische Fracht von

Zulauf

Ablauf

NachklärbeckenBelebungsbecken

eingedickter Rücklaufschlamm

Überschuss-schlammUltraschall-Desintegration

im Bypass

Abbildung 13 Verfahrensschema für den Einsatz von Ultraschall in ei-ner biologischen Kläranlage mit aerober Stabilisierung

0

200.000

400.000

600.000

800.000

1.000.000

1.200.000

1.400.000

1.600.000

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10Zeit [a]

Kos

tenv

ergl

eich

[EU

RO

]

Verfahrenskosten Ultraschalldesintegration für 0,9 t TS/d

alternative EntsorgungskostenLandwirtschaft für 0,9 t TS/d

alternative EntsorgungskostenVerbrennung für 0,9 t TS/d

Beispielanlage:Invest.: 100.000 €Betriebskosten: 27.500 €/aLandwirtschaft: 190 €/t TSVerbrennung: 425 €/t TSSchlammreduktion: 30 %Kläranlagengröße: 50.000 EWÜSS-Anfall (total): 3 t TS/d

Abbildung 14 Kostenanalyse für den Einsatz eines Klärschlammdesintegrationsverfahrens mittels Ultraschall im Vergleich zur thermischen und landwirtschaftlichen Entsorgung

- 40 -

etwa 30 % in der Biologie veratmen zu können, ist zusätzliche Belüftungsenergie notwendig. Die Belüftungsenergie ist von diversen Faktoren (Belüftungssystem, Be-ckentiefe, biologische und physikalische Sauerstoffverfügbarkeit usw.) abhängig. Die Belüftungsmehrkosten werden hier mit 12.500 €/a geschätzt. Kapitalkosten für die Anfangsinvestition von 100.000 EURO wurden in der vor-liegenden Wirtschaftlichkeitsbetrachtung über 10 Jahre nicht berücksichtigt, da diese sehr stark von der individuellen Finanzsi-tuation des einzelnen Kläranlagenbetrei-bers abhängt. Aus der graphisch dargestell-ten exemplarischen Wirtschaftlichkeits-betrachtung für die Vermeidung des Klär-schlammanfalls mittels Ultraschalldesin-tegration wird deutlich, dass bei thermi-scher Entsorgung bereits nach weniger als einem Jahr und bei landwirtschaftlicher Entsorgung nach etwa 3 Jahren ein Kos-tenvorteil erreicht wird (siehe Abbildung 14).

Ozon

Ein Teilstrom des Rücklaufschlamms wird mit einer Ozondosis von etwa 0,05 g Ozon je g TR behandelt. Es wird nur ein Teil-strom des eingedickten Schlamms behan-delt. Anschließend wird der behandelte Schlamm zurück in die Belebung ge- führt. Durch die Anwendung der Ozon-Desintegration werden die organischen Be-standteile des Überschussschlamms ver-mehrt biologisch verbrannt bzw. veratmet. Bei diesem Verbrennungsprozess entsteht als Endprodukt Kohlendioxid. Annahmen Ozon-Desintegration:

• Kläranlage mit 50.000 EW, ohne Vorklärung, simultane Stabilisierung Schlammalter etwa 20 Tage

• Überschussschlammanfall: etwa 3.000 kg TS/d

• Durchschnittliche Entsorgungskos-ten: 190 €/t TS in der Landwirtschaft und 425 €/t TS bei der Monoklär-schlammverbrennung

Zulauf

Ablauf

NachklärbeckenBelebungsbecken

eingedickter Rücklaufschlamm

Überschuss-schlamm

Ozon-Desintegrationim Bypass

Ozongenerator

Abbildung 15 Verfahrensschema für den Einsatz von Ozon in einer biologischen Kläranlage mit aerober Stabilisierung

- 41 -

• Mit Ozon behandeltes Schlammmvo-lumen etwa 250 m³/d. Damit kann die Überschussschlammproduktion um etwa 70 % reduziert werden 6).

• Notwendige Leistung der Ozonanlage etwa 30 kW 7)

• Investitionskosten: ca. 550.000 € 7) • Angenommene Energiekosten:

0,1 €/kWh • Entsorgungskosten für 70 % des

Schlammes in der Landwirtschaft: 145.635 €/a

• Entsorgungskosten für 70 % des Schlammes bei der Monoklär-schlammverbrennung: 325.762 €/a

• Energiekosten: ca. 15.000 €/a 7) • Ersatzteile: 2 % der Investitionskos-

ten = 11.000 €/a 7)

Um die vermehrte organische Fracht von etwa 70 % in der Biologie veratmen

6) Quelle: unveröffentlichte Mittelungen der Firma imb + frings watersystems GmbH

zu können, ist zusätzliche Belüftungs- energie notwendig. Die Belüftungsmehr-kosten werden hier mit 29.000 €/a abge-schätzt. Kapitalkosten für die Anfangsinvestition von 550.000 EURO wurden in der vorlie-genden Wirtschaftlichkeitsbetrachtung über 10 Jahre nicht berücksichtigt, da diese sehr stark von der individuellen Finanzsi-tuation des einzelnen Kläranlagenbetrei-bers abhängt. Aus der graphisch dargestell-ten exemplarischen Wirtschaftlichkeits-

betrachtung für die Vermeidung des Klär-schlammanfalls mittels Ozondesintegration wird deutlich, dass bei thermischer Entsor-gung nach etwa zwei Jahren und bei land-wirtschaftlicher Entsorgung nach etwa 6 Jahren ein Kostenvorteil erreicht wird (sie-he Abbildung 16). Die dargestellten Wirt-schaftlichkeitsbetrachtungen haben keine Allgemeingültigkeit und beinhalten Unsi-cherheiten, jedoch wird ersichtlich, dass sowohl die Klärschlammdesintegration

0

500.000

1.000.000

1.500.000

2.000.000

2.500.000

3.000.000

3.500.000

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10Zeit [a]

Kos

tenv

ergl

eich

[EU

RO

]

VerfahrenskostenOzondesintegration

für 2,1 t TS/d

alternative EntsorgungskostenLandwirtschaft für 2,1 t TS/d

alternative EntsorgungskostenVerbrennung für 2,1 t TS/d

Beispielanlage:Invest.: 550.000 €Betriebskosten: 55.000 €/aLandwirtschaft: 190 €/t TSVerbrennung: 425 €/t TSSchlammreduktion: 70 %Kläranlagengröße: 50.000 EWÜSS-Anfall (total): 3 t TS/d

Abbildung 16 Kostenanalyse für den Einsatz eines Klärschlammdesintegrationsverfahrens mittels Ozon im Vergleich zur thermischen und landwirtschaftlichen Entsorgung

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mittels Ozon als auch die mittels Ultra-schall bereits heute gegenüber der thermi-schen Entsorgung wettbewerbsfähig sind. Das Ultraschall-Verfahren ist darüber hin-aus in der Lage, in einem gewissen Um-fang mit der landwirtschaftlichen Entsor-gung zu konkurrieren. Für das Ozon-Verfahren ist eine vergleichsweise hohe Anfangsinvestition notwendig und aus die-sem Grund amortisiert sich das Verfahren im Vergleich zur landwirtschaftlichen Ent-

sorgung erst nach etwa 6 Jahren. Insbeson-dere durch die hohen Reduktionsraten des Ozon-Verfahren bekommen Kläranlagen-betreiber ein sehr hohes Maß an Entsor-gungs- und damit Planungssicherheit hin-sichtlich der Klärschlammentsorgung. Bei einem vermehrten Einsatz der Verfahren ist mit einer Verringerung der Preisniveaus aufgrund der steigenden Wettbewerbssi-

tuation und dem Ausschöpfen von Opti-mierungspotentialen zu erwarten. 7.6 Hinweise zu Überschuss-

schlamm-Massenbilanzen

Um die Wirkungsweise von Verfahren zur Überschussschlammreduktion beurteilen zu können, ist eine gründliche Bilanzie-rung der Massenströme unverzichtbar.

Nach Möglichkeit sollte mit einer zweistraßigen Kläranlage gearbeitet wer-den, bei der die „Schlammströme“ kom-plett getrennt sind. Dies ist jedoch nur in Ausnahmefällen möglich. Alternativ muss der Referenzzustand an-hand möglichst langer historischer Daten-reihen fixiert werden, da der Überschuss-

SB(n) - SB(0) = ∑ ∆ SB(i) = ∑ ⎨(ÜSProduktion(i) - ÜSAbzug(i)) ⋅ ∆t(i)⎬ ⇒ SB(n) = SB(0) + ∑ ⎨(ÜSProduktion(i) - ÜSAbzug(i)) ⋅ ∆t(i)⎬ = SB(0) + VBB ⋅ (TSBB(n) - TSBB(0))

Zeit

Schlamm-bestand [t TS] SB(n) = TSBB(n) VBB

SB(0) = TSBB(0) VBB

SB = SB(n) - SB(0)∆

t(0) t(n)Bilanzgrenzen:z. B. Monatsanfang und Monatsende

1. 2. 3. 4. 5. n.usw.

Betrachtungsintervalle z. B. Tage:

ÜSAbzug (i) [t TS/d]

ÜSProduktion(i)[t TS/d]

SB(i) = ÜSProduktion(i) - ÜSAbzug (i)

∆

ti∆

Abbildung 17 Theoretischer Ansatz für die Überschussschlammbilanz

- 43 -

schlammanfall i. d. R. starken saisonalen Schwankungen unterliegt. Die Differenz zwischen der ohne das Verfahren theore-tisch anfallenden Überschussschlamm-Menge und der tatsächlich angefallenen Überschussschlamm-Menge ergibt die re-duzierte Überschussschlamm-Menge. Zu-dem muss die Veränderung des Schlamm-bestandes im System rechnerisch be-rücksichtigt werden (siehe Abbildung 17). Es hat sich gezeigt, dass Untersuchungen im labor- oder halbtechnischen Maßstab keine belastbaren Ergebnisse hinsichtlich des Überschussschlammanfalls erlauben. Dies liegt z. B. darin begründet, dass halb-technische Anlagen dazu neigen, eine kompakte Schaumschicht an der Oberflä-che zu produzieren und dieser Schaum ei-nen sehr hohen Trockensubstanzgehalt aufweist. Darüber hinaus sind die anfallen-den Überschussschlammmengen schlicht-weg zu gering, um sie messtechnisch exakt zu erfassen. 8. Zusammenfassung

Die in der Europäischen Union zu entsor-genden Klärschlammmengen steigen auf-grund des wachsenden Anschlussgrades an Kanalisationsnetze respektive Kläranlagen stetig an. Es wird geschätzt, dass der euro-päische Markt für Anlagen zur Klär-schlammbehandlung bis zum Jahr 2010 auf rd. 4 Milliarden Euro anwachsen wird. Die Darstellung der mikrobiologischen Grund-lagen der Schlammproduktion im Rahmen der biologischen Abwasserreinigung hat gezeigt, dass die Schlammentstehung sehr komplexen Wirkungsmechanismen unter-liegt. Um effiziente Vermeidungs- und Be-handlungsstrategien für Klärschlamm zu

entwickeln, ist das Verständnis dieser komplexen Zusammenhänge unerlässlich. Die Literaturauswertungen ergaben, dass für die ortsnahe flüssige Klärschlammver-wertung in der Landwirtschaft mind. 190 Euro pro t Trockensubstanz angesetzt wer-den müssen. Für die thermische Entsor-gung in Monoklärschlammverbrennungs-anlagen fallen durchschnittlich Kosten in Höhe von 425 Euro pro t Trockensubstanz an. Aufgrund des Verbots der Deponierung von Klärschlamm sowie der intensiven Diskussion über die Entsorgung von Klär-schlamm in der Landwirtschaft, kann es regional zu einer deutlichen Verschärfung der Entsorgungssituation kommen. Die Auswertung diverser Literaturquellen er-gab, dass Klärschlammdesintegrationsver-fahren, insbesondere auf der Basis von Ultraschall sowie Ozon, einen interessan-ten Beitrag zur Reduktion von Überschuss-schlämmen im Rahmen der biologischen Abwasserbehandlung leisten können. An-wendungsbeispiele belegen, dass die Klär-schlammdesintegration mittels Ozon sowie Ultraschall für viele Kläranlagen bereits heute eine ökonomisch sowie ökologisch interessante Entsorgungsalternative dar stellt.

- 44 -

9. Literatur

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